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ISTITUTO SUPERIORE DI SANITÀ
Cianobatteri potenzialmente tossici:
aspetti ecologici, metodologici
e valutazione del rischio
A cura di
Enzo Funari, Simona Scardala ed Emanuela Testai
Dipartimento di Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria
ISSN 1123-3117
Rapporti ISTISAN
08/6
Istituto Superiore di Sanità
Cianobatteri potenzialmente tossici: aspetti ecologici, metodologici e valutazione del rischio.
A cura di Enzo Funari, Simona Scardala ed Emanuela Testai
2008, 92 p. Rapporti ISTISAN 08/6
I cianobatteri sono un gruppo ubiquitario di procarioti in grado di fotosintetizzare, che possono raggiungere
densità elevate e formare fioriture e schiume, soprattutto nelle acque superficiali interne eutrofiche. Molte specie di
cianobatteri producono, come metaboliti secondari, alcune cianotossine, che rappresentano un potenziale rischio per
la salute dell’uomo. Sulla base delle loro proprietà tossicologiche, le cianotossine vengono raggruppate in:
epatotossine, neurotossine, citotossine, tossine con potenziale irritante, in grado di agire anche sul sistema
gastrointestinale. L’uomo può essere esposto alle cianotossine attraverso la via orale, che è di gran lunga la più
importante, a seguito dell’ingestione di acqua potabile, alimenti, alcuni supplementi alimentari o di acqua durante le
attività di balneazione. L’esposizione ad elevati livelli di cianotossine nelle acque potabili e di balneazione è stata
associata ad effetti acuti e a breve termine nell’uomo. L’esposizione cronica a bassi livelli di cianotossine rappresenta
un motivo di preoccupazione per la salute umana, i cui possibili effetti rimangono un argomento critico da
approfondire. Questo rapporto riassume le informazioni ecologiche, chimiche, tossicologiche, epidemiologiche
disponibili su questa problematica, identifica gli scenari di esposizione a rischio e, ove possibile, fornisce valori di
riferimento.
Parole chiave: Cianobatteri, Cianotossine, Aspetti ecologici, Metodi di analisi, Valutazione del rischio
Istituto Superiore di Sanità
Potentially toxic cyanobacteria: ecological and methodological aspects and risk evaluation.
Edited by Enzo Funari, Simona Scardala and Emanuela Testai
2008, 92 p. Rapporti ISTISAN 08/6 (in Italian)
Cyanobacteria are a ubiquitous group of photosynthetic procariota. Especially in eutrophic inland surface waters,
they attain high densities and may form blooms and scums. Several cyanobacterial species produce, as secondary
metabolites, cyanotoxins which can threat human health. On the basis of their toxicological properties they are
grouped into: hepatotoxins, neurotoxins, cytotoxins, toxins with irritating potential, also acting on the gastrointestinal
system. Humans may be exposed to cyanotoxins via the oral route, which is by far the most important, as a
consequence of ingesting contaminated drinking water, food, some dietary supplements or water during recreational
activities. High levels of cyanotoxins in drinking and bathing waters have been associated with acute and short-term
toxic effects in humans. Some concern is raised also with respect to the chronic exposure to low cyanotoxin levels,
whose effects remain a critical issue to be clarified. This report summarizes the ecological, chemical, methodological,
toxicological and epidemiological information available on this issue, identifies the actual risky exposure scenarios,
and, when possible, provides reference values.
Key words: Cyanobacteria, Cyanotoxins, Ecological aspects, Methods of analysis, Risk assessment
Per informazioni su questo documento scrivere a: [email protected]
Il rapporto è accessibile online dal sito di questo Istituto: www.iss.it.
Citare questo documento come segue:
Funari E, Scardala S, Testai E (Ed.). Cianobatteri potenzialmente tossici: aspetti ecologici, metodologici e valutazione del
rischio. Roma: Istituto Superiore di Sanità; 2008. (Rapporti ISTISAN 08/6).
Presidente dell’Istituto Superiore di Sanità e Direttore responsabile: Enrico Garaci
Registro della Stampa - Tribunale di Roma n. 131/88 del 1° marzo 1988
Redazione: Paola De Castro, Sara Modigliani e Sandra Salinetti
La responsabilità dei dati scientifici e tecnici è dei singoli autori.
© Istituto Superiore di Sanità 2008
INDICE
Introduzione.......................................................................................................................................
1
Distribuzione e fisiologia dei cianobatteri
potenzialmente tossici in Italia
Daniela Mattei, Mara Stefanelli .........................................................................................................
4
Metodi chimici per la rilevazione delle cianotossine
Simona Scardala, Sara Bogialli, Antonio Di Corcia .......................................................................... 30
Metodi biologici per la rilevazione delle cianotossine
Emanuela Testai, Daniela Mattei ....................................................................................................... 49
Metodi genetici nell’identificazione
di cianobatteri e della loro potenziale tossicità
Susanna Vichi, Simonetta Gemma, Emanuela Testai ......................................................................... 59
Valutazione del rischio associato alla esposizione a cianotossine
Enzo Funari, Emanuela Testai ........................................................................................................... 68
Indirizzi internazionali per la tutela della salute
Enzo Funari, Simona Scardala, Emanuela Testai .............................................................................. 89
i
ii
Rapporti ISTISAN 08/6
INTRODUZIONE
I cianobatteri sono un gruppo di batteri fotosintetici distribuiti in tutto il pianeta. Nei corpi
idrici superficiali eutrofici possono raggiungere densità molto elevate, formare fioriture e
schiume. Molte specie di cianobatteri producono tossine e per questa ragione possono essere
annoverati tra i microrganismi patogeni emergenti (Bruno et al., 2003). I cianobatteri non
sembrano in grado di colonizzare, invadere organismi animali. Tuttavia, è stato dimostrato che
possono comportarsi come microrganismi eterotrofi e stabilire un rapporto di simbiosi con
piante tropicali (Cox et al., 2003). Inoltre, non può essere del tutto esclusa la possibilità di un
rapporto di simbiosi anche in organismi animali (Stipa et al., 2006).
Sono caratterizzati da una grande variabilità morfologica, con forme unicellulari, coloniali e
filamentose. In genere le cellule sono circondate da uno strato gelatinoso o mucillaginoso, che
permette loro di sopravvivere anche in condizioni di siccità (Whitton, 1992). Sono presenti
soprattutto nell’ambiente acquatico, dove possono sopportare notevoli variazioni di salinità e
temperatura e fotosintetizzare anche in condizioni di bassa intensità luminosa (Rai, 1990). La
loro maggiore diffusione si verifica nei laghi naturali e negli invasi artificiali.
Molti cianobatteri d’acqua dolce producono come metaboliti secondari una grande varietà di
cianotossine. Nel 50-75% dei casi, la tossicità delle fioriture di cianobatteri è dovuta alla
presenza contemporanea di diverse tossine (An & Carmichael, 1994), la cui percentuale relativa
e distribuzione spaziale può subire variazioni, determinando differenze di tossicità della
fioritura.
La stessa specie di cianobatteri può essere associata sia a fioriture tossiche che non tossiche.
Nel caso delle microcistine, è stato dimostrato che la tossicità di un ceppo dipende dalla
presenza di un gene che codifica per la produzione della tossina e che le popolazioni naturali
sono generalmente costituite da cianobatteri con entrambi i genotipi; conseguentemente il
contenuto di microcistine non può essere correlato direttamente alla biomassa (Kurmayer et al.,
2002).
Le concentrazioni delle microcistine nei corpi idrici sono soggette ad una notevole variabilità
(Sivonen & Jones, 1999), che viene attribuita a due tipologie di fattori: le condizioni ambientali,
che potrebbero influenzare la velocità di produzione delle tossine, e la dinamica delle
popolazioni, che altera la proporzione dei genotipi tossici all’interno della popolazione di
cianobatteri (Dittmann & Börner, 2005).
La produzione di microcistine in colture di Microcystis mostra una correlazione diretta con la
velocità di crescita della popolazione, in condizioni di limitazione di azoto (Orr & Jones, 1998).
I fattori ambientali che influiscono sulla produzione di cianotossine sono numerosi; includono
luce, età della cultura, temperatura, pH e concentrazione di nutrienti. Tuttavia gli studi condotti
per valutare il contenuto cellulare di microcistine in condizioni nelle quali venivano modificati i
valori di questi parametri hanno dato luogo ad una variabilità contenuta, non superiore ad un
fattore cinque (Sivonen & Jones, 1999).
Le cianotossine possono essere classificate in categorie che rispecchiano gli effetti osservati
nei sistemi fisiologici, a carico degli organi e dei tessuti primariamente colpiti (Codd et al.,
2005). Includono:
− epatotossine
(oltre 80 varianti di microcistine, 6 varianti note di nodularine);
− neurotossine
(anatossina-a, omoanatossina-a, anatossina a-(S), 20 varianti note di saxitossine);
1
− citotossine
(cilindrospermopsina);
− endotossine lipopolisaccaridiche
(disturbi gastrointestinali e infiammatori);
− tossine gastrointestinali prodotte da cianobatteri marini
(aplisiatossina, debromoapsiatossina, lingbiatossina).
Sono state inoltre identificate altre cianotossine per le quali il profilo tossicologico o
ecotossicologico è ancora molto parziale, come la microviridina J (Rohrlach et al., 2003) e la βN-metilammino-L-alanina (Cox et al., 2005).
La problematica dei cianobatteri nei suoi diversi aspetti è all’attenzione della comunità
scientifica internazionale, come è facilmente dimostrabile dall’elevatissimo crescente numero di
pubblicazioni scientifiche disponibili, in particolare in relazione agli aspetti ecologici e
metodologici.
Un certo ritardo è invece individuabile nel settore della valutazione del rischio, che
inevitabilmente si riflette nella carenza di normative adeguate a tutela della salute delle
popolazioni.
Negli anni recenti, tuttavia, sono state avviate importanti iniziative per colmare questo
ritardo da parte di organizzazioni internazionali prestigiose, come l’Organizzazione Mondiale
della Sanità e l’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (WHO, 2003, 2004; IARC,
2006).
In questo Rapporto vengono presentate le attuali conoscenze disponibili su questa
problematica con un’attenzione particolare a quelle che permettono di valutare il rischio per la
salute umana associato alle diverse fonti e vie di esposizione alle cianotossine.
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2
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3
DISTRIBUZIONE E FISIOLOGIA DEI CIANOBATTERI
POTENZIALMENTE TOSSICI IN ITALIA
Daniela Mattei (a), Mara Stefanelli (b)
(a) Dipartimento di Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Roma
(b) Dipartimento Insediamenti Produttivi ed Interazione con l’Ambiente, Istituto Superiore
per la Prevenzione e la Sicurezza del Lavoro, Monteporzio Catone (RM)
Introduzione
I cianobatteri, conosciuti anche con il nome di Cyanophyta o alghe verde-azzurre, per la
presenza al loro interno di pigmenti colorati, pur essendo procarioti, condividono alcune
caratteristiche con le cellule algali eucariote tra cui la grandezza e la capacità di svolgere la
fotosintesi sia in condizioni aerobiche che anaerobiche.
Queste particolarità, unite all’estremo polimorfismo a livello fenotipico hanno sempre
determinato difficoltà nella classificazione, soprattutto se basata sulla sola osservazione
morfologica. Comunque, lo studio di questi microrganismi dal punto di vista molecolare ed una
più attenta analisi morfo-funzionale hanno permesso di considerarli distinti dalle alghe per
citologia, fisiologia e biochimica. Infatti, a differenza delle cellule eucariote algali, i cianobatteri
non posseggono cloroplasti, ma tilacoidi, contenenti pigmenti quali clorofilla-a, ficocianina,
ficoeritrina, carotenoidi e xantofille (Ressom et al., 1994; Duy et al., 2000). Inoltre, sulla base
delle sequenze nucleotidiche più conservate usate per classificazioni filogenetiche, quali quelle
degli rRNA 16S e 5S, i cianobatteri sono stati considerati dei veri e propri batteri inclusi nel
gruppo Eubacteria (Skulberg et al., 1993).
La presenza dei cianobatteri nelle acque superficiali ha origine naturale, hanno un ruolo
fondamentale negli ecosistemi in cui si trovano, contribuendo alla fissazione dell’azoto
atmosferico. Tuttavia, la crescente eutrofizzazione dei corpi idrici, dovuta all’aumento delle
immissioni di nutrienti di origine antropica, ha favorito la loro crescita anche a livelli elevati,
con la conseguente formazione di fioriture. Il problema sanitario legato alla presenza dei
cianobatteri è dovuto alla loro capacità di produrre sostanze tossiche (cianotossine) alle quali
l’uomo può essere esposto attraverso varie vie.
Caratteristiche ecologiche e fisiologiche
La sopravvivenza dei cianobatteri è legata alla presenza di acqua, anidride carbonica,
substrati inorganici e luce, ma esistono eccezioni, visto che si conoscono specie capaci di
sopravvivere, anche per lunghi periodi, in completa oscurità. La maggior parte dei cianobatteri è
autotrofa aerobia, ma alcuni mostrano una distinta abilità per la nutrizione eterotrofa (Fay,
1965).
I cianobatteri sono in grado di colonizzare substrati anche poco fertili, come cenere
vulcanica, sabbia desertica e rocce (Dor & Denin, 1996) e possono, inoltre, sopravvivere sia alle
alte che alle basse temperature. Nonostante la capacità di adattarsi ad ambienti estremi,
proibitivi per altri microrganismi, i cianobatteri sono per lo più distribuiti in ambienti acquatici,
sia dulciacquicoli che marini, dove costituiscono uno dei componenti predominanti del
4
fitoplancton marino (Gallon et al., 1996). Alcune specie di acqua dolce sono anche capaci di
tollerare alte concentrazioni di sale (alotolleranti), ma la loro maggiore diffusione si registra
nelle acque lentiche, sia nella zona epilimnica che ipolimnica.
La diffusione dei cianobatteri nelle acque dolci rappresenta un problema di crescente
interesse legato alla qualità delle acque di superficie. L’eccessivo apporto di nutrienti (in
particolare fosforo e azoto) determina il fenomeno dell’eutrofizzazione delle acque, durante il
quale vengono saturati i meccanismi di depurazione naturale, e favorisce l’abbondante crescita
di differenti specie di cianobatteri, micro e macro-alghe. In particolare lo sviluppo dei
cianobatteri risulta legato a determinate condizioni climatiche (temperatura compresa tra i 10 ed
i 30 °C, assenza di vento, basse pressioni, assenza di turbolenza delle acque), e a particolari
caratteristiche idrogeochimiche del bacino (come il rimescolamento verticale ciclico delle
acque, tipico dei laghi temperati (monomittici e dimittici) a cui segue un rimescolamento delle
sostanze nutritive lungo la colonna d’acqua). Il successo nella competizione con altri
microrganismi appartenenti al fitoplancton viene garantito da alcuni meccanismi di adattamento
estremamente efficaci, che consentono ai cianobatteri di ridurre anche la predazione da parte
dello zooplancton.
Le principali caratteristiche che contribuiscono all’adattamento dei cianobatteri riguardano:
– la capacità di aggregazione;
– la fissazione dell’azoto;
– lo sfruttamento di sostanze nutritive a concentrazioni molto inferiori rispetto a quelle
necessarie ai microrganismi competitori;
– l’assorbimento della radiazione luminosa con un’efficienza particolarmente elevata
attraverso differenti pigmenti fotosintetici;
– la capacità di spostarsi attivamente lungo la colonna d’acqua (buoyancy);
– la produzione di cianotossine.
Aggregazione
Durante il periodo vegetativo, diverse specie di cianobatteri sono capaci di aggregarsi
sottoforma di colonie o filamenti risultando distribuiti in modo non omogeneo all’interno della
colonna d’acqua. I generi che dimostrano di avere questo comportamento sono Microcystis,
Anabaena e Aphanizomenon. Sulla superficie dell’acqua il tasso di fotosintesi delle colonie è
più alto e le cellule producono un’elevata quantità di carboidrati.
Le proprietà fisiologiche dei cianobatteri variano tra le diverse specie. Le specie unicellulari
e coloniali sono fisse, mentre molte forme filamentose sono in grado di compiere movimenti
striscianti od oscillatori. In quasi tutte le specie le cellule sono avvolte in involucri gelatinosi
dovuti alla mucillagine delle membrane cellulari (es. Chrococcales) o secreti dalla cellula stessa.
Fissazione dell’azoto
I cianobatteri sono capaci di fissare l’azoto atmosferico grazie alla presenza dell’enzima
nitrogenasi che può funzionare solo in assenza di ossigeno. A tale scopo, alcuni cianobatteri,
come Anabaena e Nostoc, hanno compartimentalizzato l’enzima in cellule specializzate che non
rilasciano ossigeno (eterocisti) rivestite da una parete impermeabile ai gas. Invece, alcuni ceppi
unicellulari e molti ceppi filamentosi come Oscillatoria sono in grado di fissare l’azoto in
condizioni anaerobie.
5
Sfruttamento delle sostanze nutritive
L’eutrofizzazione, vale a dire l’arricchimento dei sistemi acquiferi con nutrienti disciolti
(Rosenberg & Freeman, 1991), è caratteristica di molti corpi idrici in tutto il mondo ed è uno dei
maggiori problemi legati alla qualità delle acque. I principali elementi coinvolti in questo
processo sono il fosforo (essenzialmente come fosfati disciolti), l’azoto (sotto forma di nitrati e
ammoniaca) ed il carbonio. I cianobatteri sono in grado di utilizzare questi nutrienti a
concentrazioni molto inferiori rispetto a quelle necessarie ai microrganismi competitori
(Lindholm et al., 1992).
Il tasso di crescita dei cianobatteri risulta essere più basso rispetto a quello delle microalghe
eucariote, ma i cianobatteri, in compenso, mostrano un’alta capacità di assimilare sia azoto che
fosforo, quest’ultimo è anche facilmente immagazzinabile (Reynolds, 1987; Mankiewicz et al.,
2003; Mateo et al., 2006).
Assorbimento della radiazione luminosa
Oltre alla clorofilla, tutti i cianobatteri contengono dei pigmenti accessori detti ficobiline: di
colore azzurro (ficocianina e alloficocianina) e di colore rosso (ficoeritrina), che spesso
mascherano il colore verde della clorofilla.
Le ficobiline, come gli altri pigmenti accessori, svolgono l’importante funzione di captare
radiazioni luminose di lunghezza d'onda diversa da quella assorbibile dalla clorofilla e di
trasmetterla a quest'ultima per lo svolgimento del processo fotosintetico. Inoltre, i cianobatteri
posseggono carotene e xantofilla.
A differenza degli altri batteri fotosintetici, nei cianobatteri sono presenti entrambi i tipi di
fotosistemi tipici dei vegetali eucarioti (PS I e PS II), i quali funzionano usando l'acqua come
donatore di elettroni per la produzione di energia chimica (ATP e NADPH) con liberazione di
ossigeno.
Buoyancy
Molti cianobatteri planctonici (es. Microcystis aeruginosa) sono capaci di regolare il loro
galleggiamento in risposta alla luce, alle condizioni di turbolenza dell’acqua e ai nutrienti
disponibili.
Questa caratteristica permette loro di migrare lungo i gradienti termici della colonna d’acqua
durante l'anno, in risposta a stimoli luminosi (Reynolds, 1984) ed esigenze nutritive. In questo
modo, infatti, possono utilizzare i nutrienti “intrappolati” negli strati più freddi e profondi della
colonna d’acqua (Walsby & Klemer, 1974; Klemer, 1976). Il galleggiamento dei cianobatteri è
controllato attraverso il bilanciamento tra il contenuto intracellulare di carboidrati (prodotti dalla
fotosintesi) e la presenza di minuscole vescicole gassose (<300 nm), che riducono la densità
delle cellule o dei filamenti, aumentando le capacità di galleggiamento.
Produzione di cianotossine
Ad oggi non è noto il significato fisiologico associato alla produzione di cianotossine.
Tuttavia alcune evidenze mostrano che le microcistine possono essere trasportate all’esterno
della cellula nell’ambiente acquatico circostante attraverso processi di trasporto attivo (Rapala
et al., 1997) che comportano un dispendio energetico non trascurabile. Questo farebbe
6
presupporre che i cianobatteri possano utilizzare il rilascio delle tossine per difendersi, e/o
attaccare organismi competitori.
Fattori chimici e fisici che contribuiscono
alla formazione delle fioriture
La crescita dei cianobatteri si verifica durante tutto l’anno nei laghi tropicali, mentre in quelli
temperati la crescita e le fioriture dei cianobatteri dipendono dalle temperature (ottimali in
genere tra 10 e 30°C) e dalle specifiche caratteristiche del cianobatterio. I generi Anabaena e
Aphanizomenon passano l’inverno nei sedimenti come acineti o spore, Microcystis come
colonie vegetative (Reynolds & Walsby, 1975), mentre le fioriture si verificano maggiormente
nella tarda estate e all’inizio dell’autunno. Planktothrix sp. rappresenta un’eccezione: la sua
temperatura ottimale di crescita è, infatti, più bassa rispetto agli altri cianobatteri.
I tempi di replicazione mostrano variabilità inter- e intraspecifica e dipendono da fattori
ambientali quali temperatura, luce e disponibilità di nutrienti. Il tempo medio di duplicazione
per molte specie varia da 21 ore a 14,7 giorni. In condizioni ottimali, le cellule si replicano tanto
velocemente da poter dare luogo in circa 2 giorni ad una fioritura, che può persistere per circa 57 giorni (Ressom et al., 1994).
Macronutrienti e micronutrienti
I principali elementi coinvolti nel processo di eutrofizzazione sono il fosforo (come fosfati),
l’azoto (sotto forma di nitrati e ammoniaca) ed il carbonio.
Il fosforo è naturalmente presente in tutti gli ecosistemi derivando dall’erosione delle rocce e
dal riciclo attraverso la biosfera. La maggior parte del fosforo presente nelle acque, sia in forma
organica che inorganica, si trova adsorbito sui sedimenti.
La maggior parte del fitoplancton è capace di assimilare azoto e utilizzarlo come
ammoniaca, nitrato, nitrito. I cianobatteri sembrano favoriti in ambienti dove la principale fonte
di azoto inorganico è rappresentato da azoto ammoniacale (Prescott, 1968; Bold & Wynne,
1985).
Sembra inoltre che un pH elevato e bassi valori di CO2 favoriscano la crescita dei
cianobatteri, soprattutto quando questi sono il gruppo tassonomico dominante, dal momento che
sono in grado di utilizzare in modo efficace la CO2 anche a basse concentrazioni, inibendo lo
sviluppo di altre alghe.
Rispetto ai metalli presenti nelle acque, manganese e rame sono tossici per i cianobatteri a
concentrazioni micromolari, mentre ferro e molibdeno sembrano promuoverne la crescita
(Reuter & Petersen, 1987). È stato dimostrato che in assenza o a basse concentrazioni di ferro
(<2,5 μM) e di zinco, Microcystis aeruginosa cresce molto più lentamente che ad alte
concentrazioni ma le cellule producono il 20-40% in più di tossine (Lukac & Aegerter, 1993).
Luce
I cianobatteri sono principalmente fotoautotrofi, dipendendo dalla luce per la fotosintesi e da
fonti di nutrimento per la crescita. Inoltre, hanno mostrato di essere in grado di sopravvivere in
condizioni di bassa intensità di luce, come sul fondo di laghi eufotici, nei sedimenti e in grotte,
o in totale assenza di luce, come nel tratto intestinale degli animali (Langeron, 1923a,b; Farre,
7
1842). Le popolazioni di cianobatteri sono inoltre in grado di adattarsi alla diminuzione della
luce durante la crescita, aumentando il contenuto di clorofilla-a, ficocianina, ficoeritrina e
l’efficienza fotosintetica.
Molti cianobatteri sono sensibili ai prolungati periodi di alta intensità luminosa. Ad esempio
i cianobatteri appartenenti al genere Oscillatoria sono adattati a crescere in condizioni di bassa
luminosità in quanto ricchi di carotenoidi, mentre le specie appartenenti al genere Microcystis,
che danno fioriture superficiali, sono meglio adattate a condizioni di alta luminosità. Questo
adattamento sembra dipendere dalla diversa morfologia dei due generi (Paerl et al., 1983).
La specie Cylindrospermopsis raciborskii rappresenta un’interessante eccezione: studi
condotti in laboratorio hanno mostrato che il tasso di crescita di questa specie è indipendente
dall’intensità luminosa, così come è risultata indipendente dall’intensità luminosa la produzione
della cilindrospermopsina (Garnett et al., 2003).
In condizioni di bassa intensità luminosa, i cianobatteri possono mantenere un tasso di
crescita relativamente più alto rispetto ad altri organismi fitoplanctonici, dando loro un evidente
vantaggio rispetto ad altri competitori.
pH
Le fioriture di cianobatteri si verificano soprattutto in acque con pH neutro o lievemente
alcalino. L’intervallo di pH tollerato dai cianobatteri va da 6 a 10: valori troppo elevati causano
la precipitazione del ferro, non più assimilabile, mentre pH troppo bassi non consentono più
l’assimilazione del molibdeno, necessario ai coenzimi delle nitrogenasi e nitratoreduttasi,
coinvolte nella fissazione dell’azoto atmosferico.
Rimescolamento dell’acqua
Nei laghi temperati, come quelli italiani, il processo di destratificazione, dominato dai moti
convettivi, inizia in autunno con i primi consistenti raffreddamenti superficiali e quando il
bilancio termico della massa d’acqua diventa negativo. Si origina così il progressivo
raffreddamento dell’epilimnio accompagnato dal suo continuo approfondimento. Responsabile
del fenomeno è l’energia cinetica turbolenta che si sviluppa negli strati superiori con i moti
convettivi che tendono ad interessare uno strato sempre maggiore. Il motore di questo
meccanismo è rappresentato, in parte, dall’energia potenziale presente nel lago, che però
diminuisce in modo direttamente proporzionale alla perdita di calore in superficie, e in parte
dall’azione di stress che il vento esplica fino al livello del salto termico, con più o meno energia
in rapporto alla sua intensità. In base alle loro vicende termiche stagionali i laghi sono stati
classificati sulla base del numero di circolazioni verticali che possono verificarsi nel corso del
ciclo annuale (Hutchinson, 1957). In questo senso si riconoscono laghi amittici, monomittici
freddi o caldi, dimittici e polimittici. In realtà, le acque di alcuni bacini profondi possono
circolare completamente solo in condizioni meteorologiche particolarmente favorevoli (venti
forti e temperature atmosferiche rigide), mentre più spesso, come già si è detto, l’isotermia
interessa solo una parte della loro massa d’acqua (laghi olo-oligomittici). Anche se la
classificazione di Hutchinson è generalmente accettata e quasi tutti i laghi vi sono inquadrati, le
peculiarità meteo-climatiche, morfologiche, idrologiche e chimiche dei singoli laghi possono
indurre alcune varianti nello schema standard della circolazione verticale.
Il rimescolamento dei nutrienti nei laghi e nei fiumi è incrementato anche dalle forti piogge.
Le piogge determinano, oltre all’aumento dei nutrienti, la disponibilità di materia particolata,
organica ed inorganica, favorendo lo sviluppo delle popolazioni cianobatteriche. Le piogge,
8
incrementando la sospensione dei sedimenti, contribuiscono all’aumento della torbidità; ne
deriva una riduzione della penetrazione della luce e la risalita lungo la colonna d’acqua dei
cianobatteri per compensare questa carenza (QWQTF, 1992). Nei canali e nei corsi d’acqua
caratterizzati da una considerevole velocità di spostamento delle masse d’acqua, le fioriture
sono rare. Le minori velocità che si possono verificare in estate possono favorirne la crescita. La
siccità determina la concentrazione dei nutrienti e la riduzione dell’ossigenazione dell’acqua,
condizioni che sono spesso associate ad ingenti fioriture di cianobatteri (May, 1981).
Movimenti dell’aria
La diminuzione dei venti favorisce la cessazione del rimescolamento del corpo d’acqua e di
conseguenza la formazione di schiume superficiali. Molte di queste schiume si formano durante
la notte, quando i cianobatteri non regolano attivamente il loro galleggiamento (Pearson et al.,
1990).
Distribuzione
Casi di avvelenamenti di animali associati ad esposizione a tossine cianobatteriche in acqua
dolce sono riportati in letteratura da molti anni: il primo caso di avvelenamento dovuto a
fioriture di cianobatteri risale al 1878 in Australia (Francis, 1878). Il primo caso descritto per la
specie umana fu un disturbo gastroenterico causato da tossine cianobatteriche presenti nel
Fiume Ohio nel 1931: sfortunatamente le specie e le tossine responsabili non furono identificate
(Tisdale, 1931; Veldee, 1931). Il caso più grave è stato segnalato in Brasile, dove un numero
elevato di pazienti in dialisi è deceduto a causa della presenza di microcistine nelle acque
utilizzate (Jochimsen et al., 1998). La presenza di fioriture di cianobatteri è stata documentata in
tutto il mondo (Tabella 1).
Tabella 1. Paesi nei quali sono state segnalate fioriture di cianobatteri
Continente
Paese
Europa
Belgio, Danimarca, Estonia, Finlandia, Francia, Germania, Gran Bretagna, Grecia,
Ungheria, Irlanda, Italia, Latvia, Norvegia, Olanda, Polonia, Portogallo, Repubblica Ceca,
Russia, Slovacchia, Slovenia, Spagna, Svezia, Svizzera, Turchia, Ucraina
America
Argentina, Bermuda, Brasile, Canada, Cile, Messico, USA (27 Stati), Venezuela
Asia
Arabia Saudita, Bangladesh, Corea del Sud, Filippine, India, Israele, Giappone, Giordania,
Malesia, Nepal, Cina, Sri Lanka, Tailandia, Vietnam
Australia
Australia, Nuova Caledonia, Nuova Zelanda
Africa
Botswana, Egitto, Etiopia, Kenia, Marocco, Sud Africa, Zimbabwe
Distribuzione in Italia
In Figura 1 viene riportata la distribuzione dei cianobatteri nelle varie regioni italiane,
secondo le segnalazioni riportate nella letteratura aperta e grigia.
9
LOMBARDIA
M. aeruginosa
P. agardhii
P. rubescens
A. flos-aquae
A. lemmermannii
Ap. flos-aquae
TRENTINO
M. aeruginosa
P. agardhii
P. rubescens
A. flos.aquae
Ap. flos.aquae
VENETO
P. agardhii
P. rubescens
A. lemmermannii
EMILIA ROMAGNA
C. raciborskii
PIEMONTE
M. aeruginosa
P. rubescens
Anabaena spp.
A. lemmermannii
Ap. flos-aquae
UMBRIA
M. aeruginosa
P. agardhii
C. raciborskii
TOSCANA
M. aeruginosa
MARCHE
M. aeruginosa
P. agardhii
P. rubescens
MOLISE
M. aeruginosa
SARDEGNA
M. aeruginosa
P. rubescens
A. flos-aquae
A. planctonica
C. raciborskii
Ap. flos-aquae
LAZIO
M. aeruginosa
P. agardhii
P. rubescens
A. lemmermannii
C. raciborskii
Ap. ovalisporum
SICILIA
M. aeruginosa
P. agardhii
P. rubescens
A. planctonica
Figura 1. Distribuzione dei cianobatteri nelle varie regioni italiane
La maggior parte dei laghi artificiali della Sardegna (circa 40) le cui acque sono destinate al
consumo umano, è interessato da un elevato stato trofico (eutrofia e ipertrofia) e dalla presenza
di massicce fioriture di cianobatteri potenzialmente tossici che si ripetono soprattutto nei mesi
estivi. I generi responsabili di queste fioriture sono nella maggior parte dei casi Microcystis (M.
aeruginosa e M. flos-aquae), Aphanizomenon (Ap. flos-aquae) e Anabaena (A. flos-aquae e A.
planctonica); in qualche caso è stata rilevata la presenza di Planktothrix rubescens (Cattini,
2005). Le fioriture algali di Microcystis aeruginosa avvenute nel 1991, nel Lago Liscia in
Sardegna, furono causa di morie di pesci e morie sono state riscontrate anche nel Lago Liscione
in Molise.
10
La stessa specie causò fioriture nel 1998, sempre in Sardegna nel Lago Cedrino e nelle
Marche nel Lago Polverina (Melchiorre et al., 2002).
Studi limnologici condotti dal 1978 (Naselli & Barone, 1995; Barone & Naselli, 2000) sui
laghi artificiali siciliani hanno permesso di individuare una serie di corpi idrici nei quali si sono
manifestate fioriture di specie potenzialmente tossiche.
Anche l’Italia settentrionale presenta casi di fioriture di cianobatteri tossici. Nel lago di Iseo,
a metà agosto del 1997 si verificò un’importante fioritura di Anabaena flos-aquae durata fino
alla fine di settembre (Garibaldi et al., 1998; Garibaldi et al., 2000). Due anni dopo, nel 1999,
una estesa fioritura di Planktothrix rubescens si è sviluppata nel mese di giugno fino ad estate
inoltrata e a fine agosto è stata in parte sostituita da Anabaena flos-aquae che dalla superficie
del lago è stata poi spinta dai venti lungo la riva.
La stessa situazione si è verificata nel Lago di Varese, durante l’estate del 1997, in cui la
fioritura fu caratterizzata dalla dominanza di un cianobatterio filamentoso del genere
Leptolyngbya, causando morie di pesci e bivalvi. Nel Lago di Garda, dal 1989, sono state
documentate estese fioriture estive di Anabaena lemmermannii sulla superficie del lago.
Ulteriori analisi hanno riguardato la dinamica stagionale dei principali cianobatteri del Garda,
che oltre ad A. lemmermannii hanno dimostrato la presenza di Planktotrhix spp. Da qualche
anno sono presenti nel Lago Maggiore cospicue fioriture causate dalla specie Anabaena
lemmermannii (Salmaso, 2005).
Nel 2000 quattro regioni hanno segnalato la presenza di fioriture e si è riscontrata la presenza
di Microcystis aeruginosa nel Lago Liscia in Sardegna (Sechi, 2000), nel Trasimeno in Umbria
e a Canterno nel Lazio (Melchiorre et al., 2002); la presenza del ceppo tossico di Anabaena
affinis sempre nel lago di Canterno e quella di Planktothrix rubescens nel lago di Iseo in
Lombardia e nel lago di Albano e Nemi, nel Lazio.
Fioriture tossiche di Planktothrix sp. interessano da anni (1999-2003) i laghi della provincia
di Macerata, in particolare il lago Fiastrone e i bacini Borgiano e le Grazie ad esso collegati
(Serenelli, 2005). La stessa specie dal 2003 sta interessando un altro lago della Regione Marche,
il Lago di Gerosa, situato nella provincia di Ascoli Piceno.
Massicce fioriture di Cylindrospermopsis raciborskii sono state notate nell’estate del 1995
nei Laghi di Albano (Lazio) e Trasimeno (Umbria). Nel 2003-2004 tricomi di questa specie
sono stati osservati, nei mesi di Settembre e Novembre, nel Lago Cedrino in Sardegna
(Messineo et al., 2006; Manti et al., 2005) e in Emilia Romagna (Manfredini & Ghion, 2005).
Dal 2004, nel lago di Albano si rilevano anche fioriture estive della specie Aphanizomenon
ovalisporum a cui è stata associata la produzione di cilindrospermopsina riscontrabile fino a
livelli di 18 μg/L (Bogialli et al., 2006).
Inoltre, dalla metà degli anni novanta il Lago di Massaciuccoli (Toscana) è interessato dalla
presenza di Microcystis aeruginosa. Nel 2003 sono stati registrati livelli di microcistine fino a
160 μg/L in acqua, mentre valori ben più elevati sono stati riscontrati nell’epatopancreas di
esemplari appartenenti alla specie Mugil cephalus e nella porzione cefalica del gambero di
acqua dolce Procambrus clarkii (Simoni et al., 2004).
Cianobatteri potenzialmente tossici
La stessa specie di cianobatteri può essere associata sia a fioriture tossiche che non tossiche.
Nel caso delle microcistine, è stato dimostrato che la tossicità di un ceppo dipende dalla
presenza di un gene che codifica per la produzione della tossina e che le popolazioni naturali
sono generalmente costituite da cianobatteri con entrambi i genotipi (Kurmayer et al., 2002). Le
11
diverse condizioni ambientali non sono in grado di modificare significativamente l’espressione
del gene, per cui la produzione delle microcistine è una caratteristica relativamente costante nei
batteri con il genotipo produttore di tossina. L’ambiente può influire sulla composizione relativa
della popolazione, anche se i fattori responsabili della predominanza del ceppo tossico sul non
tossico non sono ancora noti.
La produzione di cianotossine tende ad aumentare durante la fase di crescita esponenziale
per diminuire gradualmente durante la fase stazionaria (Watanabe & Oishi, 1985). Molti studi
indicano che i cianobatteri producono la massima quantità di tossine in condizioni di luce e di
temperatura ottimali per la loro crescita (Ressom et al., 1994). La più elevata produzione di
cianotossine da parte delle specie estive avviene generalmente a temperature comprese tra 18° e
25°C (Chorus & Bartram, 1999). Una maggior produzione di tossine può essere stimolata da
condizioni di stress ambientale e, in alcune specie, da basse intensità di luce e brevi fotoperiodi
(Ressom et al., 1994). È stato generalmente riconosciuto che in molti ceppi la maggior tossicità
delle fioriture è correlata a squilibri nella disponibilità di nutrienti (soprattutto il fosforo)
rispetto al rapporto ottimale N/P.
Di seguito (Tabella 2) sono riportate alcune delle specie più rappresentative di cianobatteri
tossici d’acqua dolce appartenenti agli ordini delle Chroccales, Oscillatoriales, Nostocales e
Stigonematales.
Tabella 2. Alcune delle specie più rappresentative di cianobatteri tossici d’acqua dolce
Ordine
Tossina
Bibliografia
neurotossine,
epatotossine
Fitch et al., 1934
microcistine
Cronberg et al., 2003
microcistine
microcistine
microcistine
microcistine
Carmichael et al., 1988
Henriksen et al., 1996
Watanabe et al., 1988
Yasuno et al., 1995
neurotossine,
epatotossine
Berg et al., 1986
microcistine
Gkelis et al., 2001
neurotossine,
epatotossine
PSP
Teneva et al., 2003
Chrococcales
Genere
Specie
Coelosphaerium
C. kuetzingianum
Genere
Specie
Cyanobium
C. bacillare
(sin:Synechoccus bacillare)
Genere
Specie
Microcystis
M. aeruginosa
M. botrys
M. viridis
M. wesembergii
Genere
Specie
Woronichinia
W. naegeliana
Oscillatoriales
Genere
Specie
Limnothrix
L. redekei
Genere
Specie
Lyngbya
L. aerugineo-coerulea
Specie
L. wollei
Carmichael et al., 1988, 1997
sin: sinonimo
segue
12
continua
Ordine
Tossina
Bibliografia
microcistine, anatossine
Sivonen et al., 1989
microcistine
Skulberg et al., 1985
microcistine, anatossine
Carmichael, 1988
microcistine
Nogueira et al., 2001
microcistine,
omoanatossina-a
Skulberg et al., 1992
Sivonen et al., 1989
Humpage et al., 1994
Carmichael et al., 1984
Henriksen, 1996
A. planctonica
A. spiroides
anatossine,
PSP
anatossine, microcistine
anatossina-a(s),
saxitossina, microcistine
anatossina-a
anatossina-a
Genere
Specie
Anabaenopsis
A. milleri
anatossina
Lanaras et al., 1989
Genere
Specie
Aphanizomenon
A. gracile
A. flos-aquae
A. ovalisporum
PSP
anatossina
cilindrospermopsina
Pereira et al., 2004
Rapala et al, 1993
Banker et al., 1997
Genere
Specie
Cylindrospermopsis
C. raciborskii
cilindrospermopsina,
saxitossina
Hawkins et al., 1985
Genere
Nostoc sp.
microcistine
Beattie et al., 1988
Oscillatoriales (continua)
Genere
Specie
Planktothrix
P. agardhii
(sin: Oscillatoria agardhii)
P. rubescens
(sin: Oscillatoria rubescens)
P. isothrix
(sin: P. mougeotii e Oscillatoria
agardhii var. isothrix)
P. planctonica
(sin: Oscillatoria ornata
f. planctonica)
Genere
Specie
Phormidium
P. formosum
(sin:Oscillatoria formosa)
Nostocales
Genere
Specie
Anabaena
A. circinalis
(sin: A. hassalii)
A. flos-aquae
A. lemmermannii
Park et al., 1993
Park et al., 1993
Stigonematales
Genere
Specie
Hapalosiphon
H. hibernicus
H. fontinalis
microcistine
neurotossine, epatotossine
Prinsep et al., 1992
Moore et all., 1984
Genere
Specie
Schizothrix
S. calcicola
dermatite da contatto
Prinsep et al., 1992
Genere
Specie
Umezakia
U. natans
cilindrospermopsina
Harada et al., 1994
sin: sinonimo
Le specie di cianobatteri tossici più rappresentativi in Italia, la descrizione delle loro
caratteristiche morfologiche, delle condizioni favorevoli alle fioriture, e l’indicazione delle
tossine prodotte sono presentate nel paragrafo seguente sottoforma di schede monografiche, per
facilitarne la consultazione.
13
Cianobatteri tossici in Italia: schede monografiche
Anabaena circinalis
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Nostocales
Genere
Anabaena
Specie
Anabaena circinalis
Foto: Roger Burks (University of California at Riverside),
Mark Schneegurt (Wichita State University) and Cyanosite (www-cyanosite.bio.purdue.edu)
Autore
Rabenhorst (Bornet & Flahault)
Anno
1888
Descrizione
Tricomi liberi a forma di spirale, lunghezza 70-120 µm. Rivestimento mucillaginoso
assente o lieve. Le cellule vegetative con vescicole gassose, di forma sferica o
compressa, 7-9 µm di lunghezza, 7-8-11 di larghezza, di colore verde-azzurro. Le
eterocisti sferiche delle stesse dimensioni delle cellule vegetative. Gli acineti
ellissoidali (a volte con estremità conica) 20-28 x 15-21 µm.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
Acque temperate eutrofiche.
Popolazioni prive di acineti in zone tropicali
Tossine prodotte
Anatossine (Sivonen et al., 1989)
PSP (Humpage et al., 1994)
Microcistine (Vezie et al., 1998)
Distribuzione
Australia, Bangladesh, Italia (Lombardia), Nuova Zelanda, Romania, Spagna,
Svezia e Turchia.
Ceppi
di riferimento
CCAP 1403/18
CCAP 1403/25
14
Anabaena flos-aquae
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Nostocales
Genere
Anabaena
Specie
Anabaena flos-aquae
Mark Schneegurt (Wichita State University) and Cyanosite (www-cyanosite.bio.purdue.edu)
Autore
Brebisson (Bornet & Flahault)
Anno
1886
Descrizione
I tricomi sono legati irregolarmente, riuniti in piccoli fiocchetti gelatinosi. Le cellule
vegetative, con vescicole gassose, sono sferiche o a forma di cilindro, 6-8 µm
di lunghezza e 5,5 µm di larghezza. Le eterocisti sferiche o poco ellissoidali,
6-10 µm di lunghezza, 4-9 µm di larghezza. Gli acineti ellissoidali o cilindrici,
lievemente curvati, 30-35 µm di lunghezza, e distanti dagli eterocisti.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
La specie di Anabaena flos-aquae, tipicamente eutrofica, non necessita di acque
particolarmente ricche di nitrati o materia organica. Ha caratteristiche di stenotermia
calda, con cisti di resistenza invernali bentoniche. Questa specie è in grado di fissare
l’azoto atmosferico, quindi dipende molto dalla disponibilità di fosforo.
Le condizioni favorevoli per le fioriture sono: temperatura tra 20 e 25°C,
luce elevata, stratificazione.
Tossine prodotte
Anatossina-a (Carmichael, 1989; Himberg et al., 1898)
Anatossina-a(s) (Mahmood et al., 1987)
Microcistine (Sivonen et al., 1992; Harada et al., 1991)
Distribuzione
Distribuita soprattutto in Canada, Africa, Asia ed Europa (Finlandia, Danimarca,
Norvegia, Portogallo).
In Italia segnalazioni provengono dalla Sardegna, dalla Lombardia e dal Trentino.
Ceppi
di riferimento
ATCC 22664
CCAP 1403/13
UTEX 1444= FACHB 245
UTEX LB 2383
UTEX LB 2558
UTEX LB 2557
SAG 30.87
15
Anabaena lemmermannii
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Nostocales
Genere
Anabaena
Specie
Anabaena lemmermannii
Foto: Gianluca Corno, CNR-ISE
Autore
Richter
Anno
1903
Descrizione
Presenta tricomi avvolti compattamente o lentamente, liberi e solitari oppure legati,
con involucro mucillaginoso. Le cellule vegetative, con vescicole gassose, possono
essere cilindriche con parte terminale arrotondata, a forma di cannuccia e sferiche,
5,1-7,3 µm di diametro e 7,6-11,9 µm di lunghezza. Le eterocisti sono sferiche o
ellissoidali, 6,2-8,7 µm di dimetro e 7,5-11 µm di lunghezza. Gli acineti cilindrici con
terminale arrotondato, qualche volta leggermente curvati, 6,8-10,3 µm di diametro e
13,4-36,9 µm in lunghezza, e situati ai due lati delle eterocisti. Gli acineti e le
eterocisti si raggruppano sempre al centro del tricoma legati quando maturo.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
Specie tipica di laghi più estesi e meno eutrofizzati e quindi ambienti meno produttivi.
Presenta una spiccata stagionalità essendo più presente nel periodo che va da fine
giugno alla fine di settembre. È in grado di svilupparsi in acque piuttosto calde
(media 20°C), presentando una bassa tollerabilità a temperature < di 17°C; richiede
condizioni stabili della colonna d’acqua e calma di vento. Sviluppo ottimale si ha per
valori elevati di pH (in media 8,5), alte radiazioni luminose e concentrazioni di azoto
anche piuttosto basse.
Tossine prodotte
Anatossina-a(s) (Onodera et al., 1997; Henriksen et al., 1997)
Saxitossina (Rapala et al., 2005)
Microcistine (Tore et al., 2003)
Distribuzione
Presente soprattutto in Europa Nord Orientale (Mar Baltico), Romania.
In Italia segnalazioni provengono dai laghi del Lazio, della Lombardia, del Veneto
e del Piemonte
Ceppi
di riferimento
NIVA-CYA 83/1
NIVA-CYA 281/1
NIVA-CYA 83/1
NIVA-CYA 266/1
16
Anabaena planctonica
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Nostocales
Genere
Anabaena
Specie
Anabaena planctonica
Foto: Petr Znachor– www.fytoplankton.cz
Autore
Brunnthaler
Anno
1903
Descrizione
Tricomi liberi, solitari e diritti, con largo involucro mucillaginoso ialino. Le cellule
vegetative, con vescicole gassose, sono sferiche o compresse a forma cilindrica,
6,7-14,6 µm di diametro. Le eterocisti sferiche, 5,5-14,6 µm di diametro. Gli acineti
ellissoidali, maggiormente solitari, o in coppia e distanti dagli eterocisti, 8,8-23,7 µm
di diametro e 14,7-39,8 µm in lunghezza.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
La temperatura ottimale di crescita è di circa 25°C. Le fioriture si hanno
in particolare in primavera ed inizio estate. Cresce a valori di pH anche molto elevati
(9,5) e preferisce laghi ipertrofici con alti livelli di nutrienti.
Tossine prodotte
Anatossina-a (Park et al., 1993)
Distribuzione
Ampiamente distribuita in Australia, Stati Uniti, Canada, Brasile.
In Italia segnalazioni provengono dai laghi della Sardegna e della Sicilia.
Ceppi
di riferimento
CCAP 1403/19
CCAP 1403/27
NIVA 66
17
Aphanizomenon flos-aquae
Classe
Cyanobacteria
Ordine
Nostocales
Genere
Aphanizomenon
Specie
Aphanizomenon flos-aquae
Mark Schneegurt (Wichita State University) and
Cyanosite (www-cyanosite.bio.purdue.edu)
Autore
Ralfs (Linnaeus)
Anno
1850
Descrizione
Le cellule sono unite a formare una linea retta, un filamento non ramificato che si
assottiglia leggermente verso la parte finale. I filamenti sono usualmente uniti a
formare un fascio di filamenti paralleli, liberi di muoversi. Questi fasci appaiono
prominenti ad occhio nudo, di colore blu-verdi. Le singole cellule hanno un diametro
di 5-6 µm e sono lunghe 8-12 µm (6-8 µm la lunghezza più comune). Al centro di
ogni filamento sono localizzati acineti ed eterocisti. Gli acineti, con diametro di 8 μm
e lunghezza di 60-70 µm (30-35 µm l’intervallo di lunghezza prevalente), sono di
forma allungata e sono posizionati vicino al centro del filamento. Le forma delle
eterocisti varia da rettangolare a cilindrica, di 7 (4-9) µm di diametro e 12-20 (6-10)
μm di lunghezza, e sono localizzate sempre centralmente ma non vicino agli acineti.
A volte sia gli acineti che le eterocisti possono essere assenti.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
Aphanizomenon flos-aquae è una specie tipicamente eutrofica, capace di crescere
in inverno, preferendo e tollerando le basse temperature. Riesce a sopravvivere
al di sotto delle condizioni di crescita favorevoli formando acineti.
La temperatura ottimale di crescita varia tra 15-28°C, e la temperatura minima
di crescita è di 10°C. Predilige basse radiazioni luminose e l’intensità critica
di radiazione è di 2,44 µmol m-2. Cresce a pH basici .
Tossine prodotte
Anatossina (Bumke-Vogt, 1998)
Saxitossine (Li et al., 2003)
Cilindrospermopsina (Preussel et al., 2006)
Distribuzione
Segnalazioni si hanno da USA, Europa (Francia, Portogallo, Spagna).
In Italia segnalazioni provengono da laghi della Lombardia, del Trentino,
del Piemonte e della Sardegna.
Ceppi
di riferimento
UTEX LB 2384
PCC 7905/1
CCAP 1401/1
SAG 31.87
18
Aphanizomenon ovalisporum
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Nostocales
Genere
Aphanizomenon
Specie
Aphanizomenon ovalisporum
Foto: Glen Shaw
Senior Lecturer - School of Public Health,
Griffith University
Autore
Forti
Anno
1912
Descrizione
Tricomi solitari di lunghezza 60-700 µm, limitatamente curvati alla fine, con poche
cellule ialine terminali e le cellule vegetative contengono vescicole gassose, lunghe
2,5-6,9 µm e larghe 2,4-5,1 µm. le eterocisti, sferiche o ellissoidali, lunghi 4,4-10,5
µm e larghi 2,41-5,1 µm, e gli acineti, lunghi 16,0-27,8 µm e larghi 6,0-15,9 µm,
sono localizzati i mezzo a tricomi.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
La presenza di questa specie è maggiormente ristretta all’epilimnio durante il periodo
di stratificazione estivo e autunnale. La temperatura ottimale di crescita è 26-30°C.
Il massimo tasso di crescita si ottiene a bassa irradiazione luminosa.
La concentrazione di sodio di 5 mM sembra essere essenziale per la crescita
di questa specie così come un alto valore di pH.
Tossine prodotte
Cilindrospermopsina (Banker et al., 1997)
7-Epicilindrospermopsina (White & Hansen, 2005)
Distribuzione
Australia, Asia, Israele, Grecia, Spagna, Turchia.
In Italia segnalazioni provengono dal Lazio.
Ceppi
di riferimento
Al momento non sono disponibili ceppi di riferimento.
19
Cylindrospermopsis raciborskii
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Nostocales
Genere
Cylindrospermopsis
Specie
C. raciborskii
Foto: Roger Burks
(University of California at Riverside), Mark Schneegurt (Wichita State University)
and Cyanosite (www-cyanosite.bio.purdue.edu)
Autore
Seenayya & Subba Raju (Wołoszyńska)
Anno
1972
Descrizione
Si tratta di un cianobatterio filamentoso variabile in lunghezza e largo 1-5 mm.
Le estremità dei suoi tricomi sono appuntite e terminanti con eterocisti.
Le singole cellule sono difficilmente distinguibili perché sono raramente circondate
da una parete cellulare. Caratteristica di questo cianobatterio è la presenza di due
morfotipi: dritto o curvato. All’interno di queste forme c’è poi un’alta variabilità dovuta
alla grandezza ed al numero di tricomi per cellula. Il morfotipo dritto tende ad essere
più largo ed a produrre più tossine. Inoltre crescono senza eterocisti e raramente
hanno acineti.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
Cylindrospermopsis raciborskii è considerato una specie tropicale e sub-tropicale,
ma recentemente è stato osservato anche in zone temperate. Ha la capacità di
crescere in diverse condizioni ambientali rendendo difficile la predizione della sua
presenza e proliferazione. Condizioni che favoriscono la crescita sono il
riscaldamento dell’acqua superficiale, temperature maggiori di 23°C, condizioni di
bassa luminosità, poca dipendenza dai nutrienti, pH di 8,0 o 8,7. Le fioriture sono
difficili da rivelare in quanto non appaiono sottoforma di schiume ma c’è solo un
leggero cambiamento del colore dell’acqua.
Tossine prodotte
Cilindrospermopsina (St Amand, 2002)
Saxitossina (Oshima et al., 1995)
Distribuzione
Australia e Nuova Zelanda, Stati Uniti, Brasile, Portogallo.
In Italia segnalazioni provengono dal Lazio, Sardegna, Umbria ed Emilia Romagna.
Ceppi
di riferimento
UTEX LB 2897
CS-510=CR3
SAG 1.97
20
Microcystis aeruginosa
Phylum
Cyanobacteria
Ordine
Chroococcales
Genere
Microcystis
Specie
M. aeruginosa
Foto: Roger Burks (University of California at
Riverside), Mark Schneegurt (Wichita State
University) and Cyanosite (wwwcyanosite.bio.purdue.edu)
Autore
Kutz.em. Elenkin
Anno
1846
Descrizione
Le cellule di M. aeruginosa sono caratterizzate dalla presenza di vescicole gassose
e mostrano la tendenza a formare aggregati o colonie in numero variabile che vanno
da pochi a 100 individui, le cui dimensioni variano tra 600 e 900 µm di lunghezza.
Le colonie possono apparire di forma sferica, lobata o reticolare.
Le colonie sospese, ad occhio nudo, appaiono come piccoli grumi blu-verdi.
Le singole cellule sono piccole, 4-6 µm di diametro, con pseudovacuoli visibili
e altamente rifrattivi che causano il movimento ed il galleggiamento delle colonie
sulla superficie dell’acqua. Le cellule della colonia sono tenute insieme da una
matrice trasparente e gelatinosa che può essere difficile da discernere
durante l’esame al microscopio. Gli acineti e le eterocisti sono assenti.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
Le specie di Mycrocistis sono particolarmente presenti nelle regioni temperate.,
specialmente in acque dolci in condizioni di bassa salinità. Le fioriture persistono nei
corpi idrici se sono presenti livelli adeguati di nutrienti e temperature non al di sotto
dei 15°C (ottimo di temperatura 25°C). Le fioriture si verificano normalmente nella
tarda estate ed all’inizio dell’autunno e sono comuni in corpi d’acqua eutrofici o
ipertrofici. Mycrocistis aeruginosa regola il proprio galleggiamento in risposta alla
luce, alle condizioni di turbolenza dell’acqua ed ai nutrienti disponibili. Le piogge
possono favorire la formazione delle fioriture in quanto aumentano i livelli di nutrienti
(anche a seguito del dilavamento del suolo).
Le fioriture sono rapide ed imponenti.
Tossine prodotte
Microcistine (Charmichael et al., 1988)
Microviridina-J (Rohrlack et al., 2003)
Distribuzione
Stati Uniti, Cina, Australia e Nuova Zelanda, Germania, Romania, Spagna, Svezia,
Turchia. In Italia segnalazioni provengono da Lombardia, Trentino, Piemonte,
Toscana, Umbria, Marche, Lazio, Molise, Sicilia e Sardegna.
Ceppi
di riferimento
PCC 7005; PCC 7806=CS-569; PCC 7813=CS-570; PCC 7820
CCAP 1450/4=UTEX LB 2385
UTEX B 2669; UTEX LB 2063; UTEX B 2661; UTEX B 2663; UTEX LB 2664;
UTEX B 2664; UTEX LB 2665
NIVA CYA 43=CS573
SAG 14.85; SAG 1450-1; SAG 17.85; SAG 18.85; SAG 46.80
21
Planktothrix agardhii
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Oscillatoriales
Genere
Planktothrix
Specie
Planktothrix agardhii
Foto: Roger Burks (University of California at
Riverside), Mark Schneegurt (Wichita State
University)and Cyanosite (wwwcyanosite.bio.purdue.edu)
Autore
Anagnostidis & Komárek (Gomont)
Anno
1988
Sinonimi
Oscillatoria agardhii Gomont 1892
Descrizione
Le cellule di P. agardhii formano tricomi solitari, diritti, di colore verde-azzurro
e di solito assottigliati nella parte finale (a volte terminante con una caliptra). I setti
trasversali sono leggermente compressi tra una cellula e l’altra. I vacuoli gassosi
sono relativamente larghi e sparsi nella parte periferica della cellula. Le dimensione
delle cellule variano tra 3-4 µm per quanto riguarda la lunghezza.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
La specie P. agardhii ricca di ficocianina ha una ampia distribuzione e abita corpi
d’acqua poco profondi, mesotrofici e ipertrofici. Nei laghi temperati la presenza di
questa specie è favorita dalla penetrazione della luce e dalla limitazione dei nutrienti
che permettono ai filamenti di crescere e aggregarsi in superficie. L’intervallo
di temperatura ottimale per la crescita è di 10-30°C e la salinità tollerata è 7,8‰.
Le fioriture si osservano soprattutto in tarda estate.
Tossine prodotte
Microcistine (Henriksen, 1996)
Anatossine (Hawser et al., 1990)
Distribuzione
Danimarca, Finlandia, Norvegia, Germania, Francia, Svizzera, Spagna, Asia, Cina.
In Italia segnalazioni si hanno nei laghi delle Marche, Umbria, Lazio, Lombardia,
Trentino, Veneto e Sicilia.
Ceppi
di riferimento
CCAP 1459/11
CCAP 1460/1
CCAP 1460/5
NIES 595
CCMP 600
CCMP 601
SAG 382
SAG 32.79
SAG 6.89
22
Planktothrix planctonica
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Oscillatoriales
Genere
Planktothrix
Specie
P. planctonica
Foto: National Science Foundation McMurdo
Dry Valley LTER
Autore
Anagnostidis & Komárek (Elenkin)
Anno
1988
Sinonimi
Oscillatoria ornata f. planctonica Elenkin
Descrizione
Planktothrix planctonica presenta tricomi diritti o leggermente incurvati.
Le pareti trasversali non hanno restringimenti. Le cellule apicali sono di forma sferica
prive di caliptra. Cellule vegetative sferiche o cilindriche, con vescicole gassose,
6,7-14,6 µm di diametro. Eterocisti sferiche, 5,5-14,6 µm di diametro.
Acineti ellissoidali, solitari o in coppia e distanti dagli eterocisti, 8,8-23,7 µm
di diametro e 14,7-39,8 µm di lunghezza.
Le cellule mostrano vescicole gassose di dimensioni cospicue, posizionate
nel centro della cellula.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
La temperatura ottimale di crescita è di circa 25°C. Le fioriture si hanno in particolare
in primavera ed inizio estate. Cresce a valori di pH anche molto elevati (9,5)
e preferisce laghi ipertrofici con alti livelli di nutrienti.
Tossine prodotte
Microcistine (Nogueira et al., 2001)
Distribuzione
Australia e Nuova Zelanda. Isole Hawaii.
In Italia segnalazioni si hanno nei laghi delle Sardegna e della Sicilia.
Ceppi
di riferimento
FACHB 708
23
Planktothrix rubescens
Phylum
Cyanobacteria
Classe
Cyanophyceae
Ordine
Oscillatoriales
Genere
Planktothrix
Specie
P. rubescens
Foto: Daniel Stainer - Swiss Federal Institute
for Environmental Science and Technology)
Autore
Anagnostidis & Komárek (De Candolle ex Gomont)
Anno
1988
Sinonimi
Oscillatoria rubescens De Candolle ex Gomont 1892
Descrizione
Le cellule di P. rubescens formano tricomi di color rosso porpora o rosso bruno
senza visibile guaina. Il diametro medio dei tricomi è 7 µm, la loro lunghezza
è variabile e può raggiungere pochi mm. I tricomi sono composti da cellule adiacenti
tutte identiche tra loro, di forma tonda, assottigliata o conica, tranne quelle apicali,
che vengono usate per il riconoscimento morfologico. La lunghezza delle cellule
è di 1,1-4,9 µm ed il diametro è di 3,9-9,4 µm.
Condizioni
favorevoli
per le fioriture
Specie P. rubescens contengono soprattutto ficoeritrina. Sono comuni in corpi
d’acqua profondi, stratificati, oligotrofici o mesotrofici. Dovrebbero essere adattate
a crescere in condizioni di basse radiazioni luminose, in virtù del loro corredo
pigmentario ricco di carotenoidi. Temperatura ottimale di crescita è 10-20°C
e la salinità tollerata è 4,3‰. Le fioriture, ben visibili di colore rosso porpora,
si verificano in autunno-inverno.
Tossine prodotte
Microcistine (Chorus et al., 1999)
Distribuzione
Cosmopolita.
In Italia segnalazioni sempre più frequenti provengono dai laghi del Lazio,
della Sicilia, della Sardegna, delle Marche, della Lombardia, del Trentino,
del Veneto e del Piemonte.
Ceppi
di riferimento
CCAP 1459
CCAP 1460=STAUB 1961/SAG 5.89
UTCC 507
SAG 5.89
24
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1995.
29
METODI CHIMICI PER LA RILEVAZIONE
DELLE CIANOTOSSINE
Simona Scardala (a), Sara Bogialli (b), Antonio Di Corcia (b)
(a) Dipartimento di Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Roma
(b) Dipartimento di Chimica, Università degli Studi “La Sapienza”, Roma
Introduzione
I cianobatteri producono un’ampia varietà di composti tossici, tra cui le epatotossine, come
le microcistine (MC) e le nodularine (NOD), le citotossine, come la cilindrospermopsina (CYN)
e le neurotossine come l’anatossina-a(s), le anatossine (ATX) e le tossine denominate Paralytic
Shellfish Poisoning (PSP).
Per queste sostanze è disponibile una vasta scelta di metodi, da quelli di screening, basati su
saggi biologici (test immunologici o basati su attività enzimatica), ai metodi chimico-fisici che
si basano essenzialmente su tecniche di separazione cromatografica accoppiate a diversi
rivelatori (cromatografia liquida (Liquid Chromatography, LC) seguita da rivelatore UV,
fluorimetro (FLuorimeter, FL) e spettrometro di massa (Mass Spectrometer, MS).
Altre tecniche utilizzate, anche se molto meno comuni, sono l’elettroforesi capillare e la
spettrometria di massa MALDI-TOF (Matrix-Assisted Laser Desorption/Ionization – Time Of
Flight).
A prescindere dal metodo utilizzato, ci sono alcuni criteri validi universalmente che devono
essere soddisfatti per dare risultati affidabili:
– le tossine devono essere identificate in modo inequivocabile;
– deve essere disponibile uno standard analitico per la tossina specifica così che le
concentrazioni possano essere determinate accuratamente.
In questo capitolo saranno trattate anche la conservazione e la preparazione del campione,
intesi come passaggi critici per assicurare un’accurata determinazione delle tossine. In fase di
conservazione del campione, ad esempio, si può causare involontariamente la lisi cellulare o la
degradazione fotochimica o microbiologica delle cianotossine, alterando il risultato finale.
Per determinare correttamente la concentrazione delle tossine presenti in un campione
acquoso, infatti, bisogna ricordare che per tutti i cianobatteri tossici le tossine prodotte possono
trovarsi sia disciolte nell’acqua (contenuto extracellulare) che contenute all’interno delle cellule
(contenuto intracellulare). Per consentire il rilascio della frazione intracellulare è necessario
quindi causare la lisi cellulare. Tale processo può essere condotto come primo step in modo tale
che venga misurato il contenuto totale di tossine, oppure le cellule possono essere separate
dall’acqua in modo da analizzare separatamente il contenuto intra- ed extracellulare. La
tecnica più appropriata per la lisi cellulare consiste nel congelare e scongelare i campioni
solubilizzati in un solvente appropriato alla tossina in esame, generalmente acqua, metanolo o
soluzioni acide.
Per ciò che concerne la determinazione del contenuto intracellulare di cianotossine, dal punto
di vista analitico è impossibile valutare con certezza le percentuali di recupero, non essendo
possibile effettuare contaminazioni sulle cellule stesse, quindi sarà consigliata la procedura che
fornisce i recuperi maggiori con una precisione accettabile.
30
Microcistine e nodularine
Le MC (Figura 1) sono eptapeptidi monociclici con peso molecolare che può variare da 500
a 4000 Da anche se la maggior parte delle MC ha peso molecolare (PM) compreso tra 900 e
1100 Da.
COOH
CH 3 O
N
N
H 3C
OMe
O
N
H
CH 3 CH 3
NH
CH 2
H 3C
O
CH 3
X
O
O
H
N
Y
COOH
Figura 1. Struttura chimica delle MC
La struttura generale delle MC è costituita da tre D-amminoacidi (aa) (D-alanina, D-eritro-βmetilaspartato e D-glutammato; la N-metildiidro-alanina; l’Adda, un amminoacido aromatico
tipico dei cianobatteri e due L-amminoacidi variabili X e Y, la cui presenza identifica i diversi
congeneri conosciuti (attualmente circa 80) (Sivonen & Jones, 1999; McElhiney & Lawton,
2005).
I più comuni sostituenti X sono leucina (L), arginina (R) e tirosina (Z), mentre i sostituenti Y
sono arginina (R), alanina (A) e metionina (M) (Carmichael, 1988). Le diverse microcistine si
identificano proprio attraverso un suffisso, che indica i due L-amminoacidi X ed Y presenti, ad
esempio MC-LR, MC-RR. MC-YR. Inoltre, piccole alterazioni nella struttura di altri aa, incluso
l’Adda (es. demetilazioni e esterificazioni o presenza di isomeri geometrici) dà luogo ad un
numero elevato di altri congeneri. I vari congeneri possono avere tossicità molto diverse tra
loro; sono state identificate anche varianti non tossiche, come ad esempio la variante contenente
il 6Z-stereoisomero dell’Adda. In generale, quasi tutte le modificazioni a carico dell’Adda
generano composti non o molto poco tossici (van Apeldoorn et al., 2007).
Le nodularine (NOD) (Figura 2) sono pentapeptidi monociclici contenenti l’Adda e con
struttura analoga a quella delle MC (Rinehart et al., 1988): ad oggi si conoscono pochi
congeneri, identificati per la variabilità dell’unico L-amminoacido presente in posizione 2, oltre
a piccole modificazioni strutturali come le demetilazioni.
O
O
CH3
H3C
CH3
N
N
H
NH
CH3
CH3
COOH
O
O
CH3
H
N
O
NH
O
COOH
N
HN
NH2
Figura 2. Struttura chimica della NOD
31
CH2CH3
Anche per le NOD è stata identificata la variante non tossica contenente il 6Z-stereoisomero
dell’Adda.
Conservazione del campione
Alla conservazione del campione in genere non viene attribuita grande importanza, in realtà
uno stoccaggio errato può portare ad una inesatta quantificazione delle tossine.
Le MC e le NOD sono relativamente stabili in soluzioni acquose sterili ed in MeOH, tuttavia
in presenza di pigmenti possono degradare per via fotochimica con una certa rapidità
(Nicholson & Burch, 2001). Per questo motivo è bene conservare al buio i campioni che
contengono detriti cellulari e tossine disciolte.
Il pH non sembra avere grande rilevanza per la stabilità di MC e NOD, mentre tali tossine
sono soggette a degradazione microbica. È consigliabile quindi mantenere i campioni in
frigorifero fino all’analisi in quanto il freddo rallenta l’attività microbica. Tale effetto è molto
evidente per la NOD; è stato dimostrato che questa degrada molto velocemente in campioni
mantenuti a temperatura ambiente ed in modo particolare nei campioni prelevati da bloom
piuttosto vecchi. L’emivita della NOD in tali campioni è risultata essere di 24 ore rispetto alle
54 ore rilevate in campioni di laghi non soggetti a fioriture (Heresztyn & Nicholson, 1997). Ad
ulteriore conferma dell’origine di tale degradazione, la NOD è risultata stabile in acqua pura,
sterile e in acqua trattata con rame, in tutti questi casi si suppone che la quantità di
microorganismi presenti sia minima (Nicholson & Burch, 2001).
È inoltre da considerare la stabilità delle singole tossine nei solventi di estrazione. La
conservazione in frigo o in congelatore viene generalmente accettata come condizione
necessaria alla prevenzione della degradazione dei composti in esame, tuttavia studi di
laboratorio hanno mostrato che per la MC-RR a 4°C la stabilità varia in funzione del solvente
utilizzato (Nicholson & Burch, 2001). Tale studio ha mostrato come sia preferibile, qualora la
determinazione finale non venga effettuata subito dopo l’estrazione, l’utilizzo di metanolo puro
o al massimo al 75% piuttosto che acqua o acido acetico al 5%.
Infine un lavoro di Ikawa et al. (1999) ha mostrato come i normali additivi della plastica
possono contaminare i campioni acquosi. Tali additivi possono avere tempi di ritenzione simili
a quelli delle MC e poiché esibiscono assorbimento nella stessa regione dello spettro UV (238
nm), possono falsare il risultato delle analisi se si lavora in LC-UV. Per questo motivo si
dovrebbero evitare i materiali plastici e preferire bottiglie in vetro scuro.
Preparazione del campione
Estrazione da tessuti
Per l’estrazione da tessuti sono state utilizzate diverse miscele di solventi:
− n-butanolo-metanolo-acqua (5:20:75) (Li et al., 2005; Lehtonen et al., 2003);
− metanolo puro (Soares et al., 2004);
− metanolo 75% (Cazenave et al., 2005);
− acqua calda (Bogialli et al., 2005).
È tuttavia possibile che le MC formino legami covalenti attraverso la N-metildeidroalanina
con le subunità catalitiche della protein-fosfatasi 1 e 2. La formazione di tale addotto riduce
l’efficacia dell’estrazione. Ott e Carmichael (2006) hanno messo a punto un metodo per
determinare le MC totali (sia libere che legate), tale metodo prevede l’ossidazione del campione
e la successiva determinazione dell’MMPB (acido 2-metil-3-metosi-4-fenilbutirrico) prodotto
32
dall’ammoniacido Adda. La NOD invece, non formando tale addotto viene estratta dai tessuti
con maggiore facilità (Meriluoto, 1997).
Estrazione da bloom
Diversi studi hanno mostrato come nella fase di crescita del bloom le tossine siano contenute
all’interno delle cellule, diventa quindi necessario un processo attivo di estrazione. Il primo
passo consiste quindi proprio nel causare la lisi cellulare. In parte la lisi viene provocata già dal
processo di liofilizzazione spesso utilizzato per isolare il bloom oggetto delle analisi. In molti
lavori viene invece preferito effettuare la lisi con più cicli di congelamento (-20oC)
/scongelamento o congelamento/essiccazione del campione. Si può anche procedere essiccando
le cellule in stufa a 95oC o a 70oC e completando poi l’estrazione sonicando il campione
(Meriluoto, 1997).
L’estrazione delle microcistine una volta causata la lisi cellulare può essere effettuata
utilizzando solventi diversi come soluzioni acquose di acido acetico in proporzioni diverse o
soluzioni idro-alcoliche (Harada et al., 1997).
Il metanolo puro e l’acqua risultano essere i solventi migliori per l’estrazione delle MC
idrofobiche ed idrofiliche rispettivamente (Barco et al., 2005). L’utilizzo dell’acido acetico ha
mostrato recuperi molto bassi per le MC più idrofobiche dal momento che la solubilità delle MC
cambia in funzione del grado di protonazione dei gruppi carbossilici. L’utilizzo di miscele
H2O:MeOH risulta quindi essere il compromesso migliore. La miscela che permette la migliore
estrazione per tutte le varianti è costituita da MeOH–H2O al 75-80% (Barco et al., 2005).
Matrice acquosa
Per i campioni acquosi è difficile indicare una procedura standard a causa della variabilità
della matrice di partenza. Infatti, contenuto di carbonio organico disciolto, di minerali, di cloro
residuo e pH possono avere valori molto diversi da campione a campione. In generale il
campione acquoso prima di essere concentrato e purificato viene filtrato su filtri GF/C per
rimuovere cellule, detriti cellulari e materiale particolato che potrebbero interferire con le analisi
successive. Qualora si tratti di acque potabili è raccomandabile aggiungere al campione solfito
di sodio per rimuovere i residui di cloro libero (Meriluoto, 1997).
Procedure di concentrazione e purificazione
La necessità di rilevare concentrazioni basse, soprattutto nei campioni acquosi, fa sì che sia
necessario concentrare il campione.
Ad un semplice processo di evaporazione del campione si preferisce l’utilizzo di cartucce per
l’Estrazione in Fase Solida (Solid Phase Extraction, SPE) in modo da effettuare,
contestualmente alla concentrazione, anche la purificazione del campione. Per MC e NOD
generalmente si utilizzano cartucce di tipo C-18 (Meriluoto et al., 1997), ma sono state
utilizzate anche cartucce della famiglia dei Carbon Black Grafitizzati, tipo Carbograph (Bogialli
et al., 2006) e colonne a immunoaffinità (Aranda-Rodriguez et al., 2003).
In alcuni casi il materiale organico normalmente presente nei campioni, ad esempio di acqua
di lago, può essere anch’esso concentrato attraverso l’utilizzo di cartucce C-18 con un elevato
endcapping dei gruppi silanolici liberi (l’endcapping assicura un recupero migliore di tossine
come la MC-RR, che possono interagire con i gruppi silanolici in virtù delle loro proprietà
basiche). In casi simili, qualora l’interferenza da parte della matrice diventi consistente, è
consigliabile effettuare una seconda estrazione su cartucce a base di gel di silice (Tsuji et al.,
33
1994), l’efficienza di tale seconda estrazione è da attribuire alle interazioni polari tra i gruppi
funzionali idrofili presenti nelle tossine ed i silani presenti nelle cartucce.
Nel 1999 Hummert ha riportato un metodo di purificazione utilizzando direttamente
cromatografia di permeazione su gel.
Metodi di rivelazione
La maggior parte dei metodi di analisi riportati in letteratura utilizzano la LC come tecnica
separativa. Ci sono però alcuni lavori basati su gas-cromatografia (Gas Chromatography, GC).
La determinazione si basa sulla identificazione e quantificazione del composto MMPB,
derivante dall’aa Adda, spesso eseguita con la spettrometria di massa. Bisogna tuttavia prestare
attenzione al fatto che questo composto derivato da un procedimento di ossidazione, fornisce
una risposta relativa al contenuto totale di MC, come somma della frazione libera e coniugata
(Hilborn et al., 2007; Orr et al., 2003). In alcuni casi è stato proposto uno standard interno
deuterato per la quantificazione (Kaya & Sano, 1999), superando la necessità di standard
analitici adeguati.
La tecnica separativa più comunemente utilizzata nella determinazione di MC e NOD è
l’HPLC (High Performance Liquid Chromatography) a fasi inverse. Le tossine vengono
separate tra loro e da eventuali composti endogeni coestratti utilizzando generalmente colonne
C-18 o C-8.
La fase mobile maggiormente utilizzata è costituita da acqua e metanolo o acetonitrile. Una
maggiore efficienza separativa si ottiene utilizzando gradienti ed aggiungendo opportuni
modificanti. Tra questi, si usano frequentemente acetato di ammonio, acido formico, acetico o
trifluoroacetico (TFA).
Il TFA aumenta l’efficienza cromatografica sia protonando i gruppi carbossilici dei peptidi,
sia come agente di coppia ionica, aumentando la ritenzione dei peptidi scarsamente trattenuti e
minimizzando le interazioni tra i gruppi basici degli analiti ed i gruppi silanolici della silice
della fase stazionaria (Spoof et al., 2001). La fase mobile acqua e acetonitrile acidificata con
TFA ha un’ottima trasparenza all’UV ed è quindi la fase mobile d’elezione per questo tipo di
rilevatore. L’acido formico utilizzato generalmente con i rivelatori di massa non dà buoni
risultati con i rilevatori UV a causa dell’elevato assorbimento di questo acido alle lunghezze
d’onda di interesse, che si traduce in un elevato rumore di fondo (N) con conseguente
diminuzione del rapporto segnale/ rumore (S/N) in generale.
L’utilizzo di acetato d’ammonio come tampone ha invece il limite di separare poco le MC
che contengono arginina e di non poter essere impiegato ad alte concentrazioni in spettrometria
di massa perché poco volatile.
La fase mobile a carattere acido viene ritenuta in genere quella con la maggiore capacità di
separare le numerose varianti esistenti.
Per quanto riguarda le colonne vi sono dei limiti all’uso di colonne C-18, ad esempio le MCLR e MC–YR vengono difficilmente separate, tale separazione si ottiene invece piuttosto
facilmente utilizzando una colonna a scambio ionico. La MC-LR e la MC-RR e le rispettive
varianti 3-demetilate vengono efficacemente separate anche utilizzando colonne C-16
ammidiche (Spoof et al., 2001).
Il rivelatore più comunemente utilizzato è il rivelatore UV. Le MC e la NOD presentano dei
massimi di assorbimento prevalentemente tra i 220 ed i 240 nm. Quasi tutte hanno picchi di
assorbanza massima a 238-240 nm, mentre le varianti che contengono amminoacidi aromatici,
come il triptofano nella MC-LW presentano un assorbimento massimo a lunghezze d’onda
minori e precisamente a 222 nm. Grosso limite dei rivelatori UV è che possono esistere molti
composti interferenti con le MC che assorbono alle stesse lunghezze d’onda. In tali casi i
34
rivelatori photodiode array (DAD), che forniscono l’intero spettro di assorbimento delle
molecole in esame, consentono di sostenere con maggiore sicurezza la presenza di MC.
Sono stati utilizzati anche rivelatori elettrochimici amperometrici (Meriluoto et al., 1998).
Questo rivelatore permette l’analisi di composti elettroattivi che possono essere cioè ossidati,
come nel caso delle MC, o ridotti. Il metodo ottimizzato per la rivelazione delle MC-LR, -YR,
-RR, è applicabile anche a tutte le altre MC che contengono l’arginina, quindi anche alla NOD,
e la tirosina così come è applicabile anche a tutte quelle che contengono altri gruppi ossidabili
come ad esempio il triptofano.
Tuttavia l’identificazione inequivocabile delle MC si ottiene solo con rivelatori di massa.
Lo spettro di massa è come un’impronta digitale della molecola in esame e quindi identifica
la molecola in modo univoco.
Le MC in particolare, hanno la possibilità di formare ioni monocarica ma anche bicarica, a
seconda della basicità del componente amminoacidico variabile che ne caratterizza la struttura.
Quindi è consigliabile che la scansione di questi composti sia fatta in un doppio range, quello
dei monocarica (m/z ca 900-1200 Da) e quello dei bicarica (m/z ca 450-600 Da).
Ulteriore evoluzione è rappresentata dai più selettivi rivelatori massa tandem e dalle trappole
ioniche che forniscono dati sul pattern di frammentazione degli ioni con maggiore sensibilità e
risoluzione. Tale tecnica si è rivelata molto utile nell’identificazione qualitativa delle MC note
ma anche di varianti finora sconosciute o i cui standard non sono disponibili commercialmente
(Hummert et al., 2001). Si potrebbe proporre una sorta di screening da effettuare con lo
spettrometro di massa a triplo quadrupolo in modalità Precursor Ion Scan (Hiller et al., 2007,
Bogialli et al., 2006). In questa modalità si possono acquisire tutti i composti che producono lo
ione caratteristico delle MC e NOD, che ha un valore di m/z pari a 135 Da, derivante dalla
frammentazione dell’Adda. Anche in questo caso è consigliabile effettuare una scansione nel
range di valori di ioni monocarica e bicarica. Si può eseguire la stessa operazione anche con un
singolo quadrupolo, con minori garanzie in termini di selettività. In casi simili per la
quantificazione dei composti di cui non si possedeva lo standard, è stata assunta, in buona
approssimazione, la stessa risposta dei composti conosciuti più simili strutturalmente (varianti
demetilate e metilate p. es. Bogialli et al., 2006).
Il grosso limite per l’analisi quantitativa rimane comunque in generale per tutte le tecniche di
rivelazione la carenza di standard certificati per molte varianti di MC. Infine mancano i dati
tossicologici per calcolare la tossicità equivalente rispetto alla MC-LR, tale limite peraltro
appartiene a tutte le tecniche che determinano le singole tossine e non la tossicità totale.
In Tabella 1 sono riportati alcuni esempi (presenti in letteratura) di analisi di MC e NOD in
diverse matrici. La tabella riporta, inoltre, il metodo di rivelazione utilizzato, il trattamento subito
dal campione prima dell’analisi strumentale e i limiti di rilevabilità (Limit of Detection, LOD).
Tabella 1. Metodi di analisi per le MC e NOD
Tipo
di matrice
Molecole
analizzate
Pre-trattamento del campione
Metodo di
rivelazione
LOD
Bibliografia
Cianobatteri
MC
Estrazione con CHCl3:MeOH:
H2O (7:6:3)
LC-MS/MS
Non
specificato
Vieira Frias
et al., 2006
Cianobatteri
congelati e
scongelati
MC e NOD
Estrazione con MeOH al 75%
con un sonicatore a sonda
HPLC/UV
LC-MS
LC-MS/MS
500pg
iniettati
(HPLC)
50pg
iniettati
(LC-MS)
Spoof et al.,
2003
segue
35
continua
Tipo
di matrice
Molecole
analizzate
Metodo di
rivelazione
LOD
Bibliografia
Cianobatteri
liofilizzati
MC
Estrazione con CH3OOH al 5%
in bagno d’ultrasuoni seguita da
purificazione su C-18
HPLC/ED
Non
specificato
Meriluoto et
al., 1998
MC e NOD
Estrazione con MeOH-0,1 M
CH3COOH, sonicando il
campione
Q-TRAP
6-100 pg
iniettati
Hiller et al.,
2007
Cianobatteri
e pesci
MC
Estrazione con MeOH
Estrazione con n-butanolometanolo- acqua
LC-MS
Non
specificato
Li et al.,
2005
Pesci
MC
Estrazione con MeOH 75%
LC/UV
LC-ESITOF-MS
0,00160,4 μg/g
Cazenave et
al., 2005
Tessuti
animali
MC
Ossidazione delle MC a MMPB
e purificazione con SPE
LC/MS
5ug/g
Ott et al.,
2006
Acqua
MC
SPE utilizzando cartucce
Carbograph
LC-MS/MS
2-9 ng/L
Bogialli et al.,
2006
Cilindrospermopsina
La cilindrospermopsina (CYN) appartiene alla classe degli alcaloidi guanidinici (PM: 415
Da). La molecola è costituita da un gruppo guanidinico triciclico combinato con idrossimetiluracile (Figura 3).
OH
-O3SO
H3C
O
N
NH HN
NH
+
NH
O
Figura 3. Struttura chimica della CYN
Sono state identificate anche altre varianti strutturali della CYN come, ad esempio, la
demetossi-cilindrospermopsina, la deossi-cilindrospermopsina e la 7-epicilindrospermopsina
(van Apeldoorn et al., 2007).
La CYN viene adsorbita fortemente dal polietilene, è bene quindi evitare contenitori in
polietilene per il campionamento e/o lo stoccaggio.
36
La CYN risulta inoltre essere stabile per diverse settimane se conservata al buio a pH
compresi tra 4 e 10 e fino a temperature di 50° C, mentre degrada rapidamente alla luce in
presenza di detriti cellulari (Nicholson & Burch, 2001).
L’estrazione dai pesci della CYN viene effettuata da Saker et al. (1999) sonicando il
campione in acqua distillata, l’acqua contenente la CYN viene filtrata per eliminare l’eventuale
particolato presente ed analizzato.
Estrazione da bloom
Per l’estrazione da bloom la maggior parte dei metodi riportati in letteratura utilizzano
solventi quali MeOH e H2O in diverse proporzioni su campioni preventivamente congelati e
scongelati per causare la lisi cellulare o CH3COOH al 5% su campioni liofilizzati (Hawkins et
al., 1997). L’acqua pura sembra tuttavia essere il miglior solvente di estrazione; è risultata,
infatti, efficace anche con un solo step di estrazione (Welker et al., 2002). Solo per evitare
fenomeni di ostruzione della colonna da parte di composti insolubili, come composti proteici
rilasciati nella lisi cellulare, è stato aggiunto uno step di precipitazione aggiungendo lo 0,1% di
TFA prima dell’iniezione in HPLC (Welker et al., 2002).
Matrice acquosa
Contrariamente a quanto accade per le MC la CYN viene rilasciata in acqua in maggiori
proporzioni. È bene quindi non trascurare la matrice acquosa e seguire con particolare
attenzione la fase di purificazione e concentrazione del campione.
Dato il carattere estremamente idrofilo della CYN è da escludere l’utilizzo di colonne di tipo
C-18 per la purificazione dei campioni acquosi, sono stati invece utilizzati come adsorbenti
alcune resine e carbone grafitato (Harada et al., 1994). Metcalf invece nel 2002 ha pubblicato un
metodo dove la purificazione e concentrazione della CYN viene effettuata utilizzando in serie
cartucce di tipo C-18 e carbone grafitato. In questo caso l’utilizzo della C-18 ha esclusivamente
lo scopo di rimuovere i composti lipofili così da non sovraccaricare la seconda cartuccia
migliorando sensibilmente la purificazione. In questo sistema l’eluente più efficace, dovendo
recuperare concentrazioni a livello di tracce, è risultato essere MeOH al 100% aggiunto di 0,1%
di TFA.
La CYN viene generalmente analizzata con metodi chimico-fisici basati sulla cromatografia
liquida accoppiata a diversi tipi di rivelatore.
Cromatografia liquida
Se si utilizzano rivelatori UV, la CYN ha un picco massimo di assorbimento a 262 nm.
Tuttavia questi metodi non sono particolarmente sensibili, Metcalf et al. (2002) riporta, infatti,
37
un LOD di 400 µg/L, è quindi richiesta una forte concentrazione del campione che permette di
raggiungere LOD pari a circa 1 µg/L, la concentrazione però può portare all’accumulo di altre
sostanze che possono poi interferire con l’analisi.
La scelta della fase mobile può variare l’intensità del segnale registrato in UV. È stato
provato, infatti, che l’utilizzo di MeOH e di CH3CN a concentrazioni superiori al 50% e 30%
rispettivamente si traducono in una riduzione dell’intensità del segnale (Metcalf et al., 2002).
Recentemente sono stati ottimizzati metodi in LC-MS/MS sensibili a tal punto che è
possibile iniettare direttamente il campione senza alcun processo di concentrazione o
purificazione raggiungendo concentrazioni pari a 1 µg/L (Eaglesham et al., 1999) ma anche
inferiori (Bogialli et al., 2006).
In LC-MS vengono monitorati gli ioni molecolari 416 [M+H]+ per la CYN e 400 [M+H]+ per
la deossi-CYN, mentre in LC-MS/MS vengono monitorate le transizioni 416/194 e 400/194 per
la quantificazione delle due tossine rispettivamente e le transizioni 416/176 e 400/176 come
conferma degli ioni (Li et al., 2001).
Come metodo di screening è possibile utilizzare l’LC-MS/MS in modalità Precursor Ion
Scan facendo una scansione del precursore dello ione m/z 194 relativo alla perdita del gruppo
uracile e alla successiva perdita di SO3 tipica delle CYN (Hiller et al., 2007).
Un recente lavoro (Rücker et al., 2007) ha mostrato come in Germania la CYN sia stata
rilevata anche in molti laghi dove non erano presenti specie notoriamente produttrici. Ciò a
dimostrazione del fatto che le informazioni a disposizione su tale tossina sono ancora scarse,
soprattutto non sono ancora note tutte le specie che la producono, si consiglia quindi, qualora se
ne abbia la possibilità, di effettuare un’analisi di screening (iniezione diretta in LC-MS/MS) per
la determinazione della CYN su tutti i campioni contenenti cianobatteri. In Tabella 2 sono
riportati alcuni esempi di analisi di CYN.
Tabella 2. Metodi di analisi per la CYN
Tipo
di matrice
Metodo
di rivelazione
LOD
Riferimento
bibliografico
Cianobatteri
liofilizzati
Estrazione con MeOH-0,1 M
CH3COOH, sonicazione de campione
Q-TRAP
9 pg
iniettati
Hiller et al., 2007
Estrazione con MeOH
LC-MS/MS
Non
specificato
Stirling et al.,
2001
Estrazione con MeOH e purificazione
su C-18
LC-MS/MS
Non
specificato
Li et al., 2001
Testate diverse estrazioni con:
MeOH, 5%CH3COOH, MeOH:
5%CH3COOH=1:3, H2O
HPLC/PDA
1 ng
iniettato
Welker et al.,
2002
Campione sospeso in H2O ed estratto
con CH3CN:H2O:HCOOH=80:19,9:0.1
HILIC-MS
3,2 pmol
iniettati
Dell’Aversano
et al., 2004
Cianobatteri
e pesci
Sonicazione del campione in H2O
distillata
LC-MS/MS
0,2 μg/L
Saker et al., 1999
Cianobatteri
e acqua
Filtrazione del campione, purificazione
con SPE utilizzando 2 cartucce in
serie (C-18 e carbone grafitato)
HPLC/PDA
0,5 μg/L
Metcalf et al.,
2002
38
Anatossine
La ATX-a è un alcaloide amminico biciclico a basso peso molecolare (165 Da); la
omoanatossina-a è caratterizzata dalla stessa struttura e differisce solo per la presenza di un
addizionale gruppo metilico, mentre la ATX-a(s) è invece un estere fosforico della N-idrossiguanidina (Figura 4).
a
b
c
Figura 4. Struttura chimica della ATX-a (a), della omoanatossina (b) e della ATX-a(s) (c)
L’ATX-a(s) è l’unico estere fosforico prodotto dai cianobatteri.
L’ATX-a è relativamente stabile al buio, mentre se esposta alla luce va incontro a
degradazione fotochimica anche in assenza di pigmenti (van Apeldoorn et al., 2007); è da notare
come tale degradazione sia indipendente dall’ossigeno a dimostrazione del fatto che non sia da
attribuirsi ad una foto-ossidazione ma esclusivamente all’intensità della luce e al pH. Tale
degradazione viene accelerata anche da condizioni alcaline (Osswald et al., 2007). È bene
quindi conservare i campioni al buio evitando lo stoccaggio con soluzioni alcaline.
L’estrazione dai muscoli dei pesci dell’ATX viene effettuata con una miscela
MeOH/H2O/CH3COCH3, aggiungendo esano per rimuovere i lipidi dall’estratto. Il residuo
acquoso viene quindi addizionato con H2O e MeOH e passato su una cartuccia SPE polimerica a
base di stirene divinil benzene (Hormazabal et al., 2000).
Un altro metodo presente in letteratura prevede la preparazione di tessuti muscolari di pesce
con la tecnica della Matrix Solid Phase Dispersion (MSPD). Il campione, omogeneizzato in un
mortaio con cristobalite, viene estratto con 4 mL di H2O a 80°C acidificata a pH 2 con HCl.
Dopo acidificazione e filtrazione, l’estratto viene iniettato all’apparato di rivelazione (Bogialli et
al., 2005).
Estrazione da bloom
L’estrazione dell’ATX dalle cellule è possibile utilizzando diversi tipi di solventi. I più
comuni risultano essere: H2O pura, H2O acidificata, MeOH acidificato o miscele H2O/MeOH. In
39
una review del 2007 Osswald ha confrontato diversi metodi estrattivi. Da questo lavoro emerge
come l’H2O acidificata sia il migliore estraente, poiché da i recuperi maggiori, tuttavia l’utilizzo
di MeOH al 50% riduce il numero dei picchi interferenti e da comunque buoni recuperi. L’uso
del MeOH puro ha invece il vantaggio di essere veloce da evaporare. Come per le MC,
l’estrazione delle ATX dalle cellule richiede la lisi cellulare, a questo scopo i campioni di bloom
vengono congelati-scongelati o liofilizzati. Tali procedure vengono normalmente coadiuvate da
processi meccanici quali l’agitazione o la sonicazione. La sonicazione, meglio se effettuata con
sonicatore ad immersione piuttosto che con il bagnetto ad ultrasuoni, seguita da centrifugazione
per rimuovere i detriti cellulari, risulta essere il metodo maggiormente utilizzato (Osswald et al.,
2007).
Matrice acquosa
Per campioni acquosi o anche per gli estratti cellulari è possibile effettuare l’estrazione anche
con un’estrazione liquido-liquido (Liquid-Liquid Extraction, LLE) (Fromme et al., 2000) con
CH2Cl2 a pH 11. La LLE ha comunque il grande svantaggio di richiedere l’uso di elevate
quantità di solventi tossici (Osswald et al., 2007), si preferiscono quindi tecniche di SPE.
La maggior parte dei metodi di concentrazione e purificazione delle ATX prevedono
l’utilizzo di tecniche di SPE. I metodi più comuni prevedono che il campione venga caricato su
cartucce (Pietsch et al., 2001; Ballot et al., 2005) o dischi (Takino et al. 1999) di tipo C-18 ed
eluito con MeOH. Possono essere utilizzate anche cartucce a debole scambio cationico per
campioni acquosi o estratti dalle cellule e portati a pH 7 (James et al., 1997). L’eluizione in
questo caso è stata effettuata con MeOH allo 0,2% di TFA. Con questo metodo si ottengono
percentuali di recupero intorno all’85% per tutte le ATX.
Namera et al. (2002) hanno messo a punto un metodo per la simultanea estrazione,
purificazione e concentrazione delle ATX utilizzando la microestrazione in fase solida (SPME).
Questa tecnica permette l’automazione dell’analisi effettuando l’estrazione online con il
rilevatore, tuttavia non si ottengono grandi risultati dal punto di vista dei recuperi né del limite
di rilevabilità del metodo (20 μg/L).
Un recente lavoro pubblicato da Bogialli et al. (2006) descrive la possibilità di effettuare
l’analisi dell’ATX-a nelle acque tramite iniezione diretta del campione filtrato in un apparato
LC-MS/MS. I limiti di quantificazione sono molto bassi, dell’ordine di (13 ng/L), con il
vantaggio indiscutibile di non dover trattare il campione reale.
I metodi maggiormente utilizzati nella rivelazione delle ATX sono metodi che prevedono la
separazione cromatografica, principalmente HPLC, accoppiata a rivelatori UV, fluorimetro e
massa.
La rilevazione dell’ATX-a in matrici ambientali e biologiche ha mostrato un grande limite
nella scarsa stabilità della tossina (emivita inferiore ad un giorno). Un altro grosso limite è
rappresentato anche in questo caso dalla carenza di standard di riferimento soprattutto per la
omoanatossina e per tutti i composti di degradazione.
Il rivelatore più comunemente accoppiato all’HPLC è l’UV, risulta poco efficace nella
rivelazione delle ATX poiché poco sensibile e specifico, inoltre non consente di identificare gli
eventuali prodotti di degradazione presenti. La sensibilità può essere notevolmente migliorata
40
derivatizzando con 4-fluoro-7-nitro-2,1,3-benzossadiazolo (NBD-F) ed utilizzando un
fluorimetro come rivelatore. In campioni acquosi è possibile raggiungere un LOD di 20 ng/mL
per ATX-a (Namera et al., 2002). L’aggiunta di o-ftaldialdeide e mercaptoetanolo all’estratto
prima della derivatizzazione consente di eliminare le ammine primarie, diminuendo così il
rumore di fondo e migliorando quindi la sensibilità del metodo (Osswald et al., 2007).
La GC è stata applicata all’analisi delle ATX in campioni di acqua dolce sia utilizzando
rivelatori di massa sia rivelatori a cattura di elettroni, i due rivelatori hanno infatti mostrato
sensibilità paragonabili. L’utilizzo della GC richiede tuttavia la derivatizzazione dell’ATX-a,
che viene effettuata principalmente per acetilazione e alchilazione della molecola. Una comune
derivatizzazione consiste nell’acetilazione del gruppo amminico con piridina ed anidride acetica
(Edwards et al., 1992).
L’uso dei rivelatori di massa sia in HPLC che in GC ha permesso un notevole sviluppo nei
metodi per la determinazione sia dell’ATX-a che della omoanatossina ed ha inoltre permesso
l’identificazione dei prodotti di degradazione.
L’utilizzo di tecniche LC-MS (Maizel & Budde, 2004) ed LC-MS/MS (Pietsch et al., 2001)
consentono di evitare la derivatizzazione.
Come metodo di screening è possibile utilizzare l’LC-MS/MS in modalità “Precursor Ion
Scan” cercando il precursore dello ione m/z 91 dato dalla perdita di NH3 tipica delle ATX
(Hiller et al., 2007).
Recentemente, è stata posta l’attenzione su un possibile errore di identificazione della ATX-a
in campioni di origine biologica, anche con l’utilizzo della spettrometria di massa (Gugger et
al., 2005; Furey et al., 2005; Bogialliet al., 2006). In queste matrici è sempre presente un
amminoacido essenziale, la fenilalanina, che produce lo stesso ione molecolare dell’ATX-a a
tempi di ritenzione simili. Anche i prodotti di frammentazione sono uguali, ed è quindi facile, se
i due composti non vengono separati cromatograficamente, incorrere in errore, anche se, in
effetti, le abbondanze relative degli ioni sono differenti (Bogialli et al., 2006). In questo caso,
paradossalmente, il rivelatore UV si rivela più utile, perchè gli spettri di assorbimento di
fenilalanina e ATX-a sono significativamente differenti.
In Tabella 3 viene presentata una selezione di metodi analitici per l’analisi delle ATX
presenti in letteratura.
Tabella 3. Metodi di analisi per le anatossine
Tipo di
matrice
Metodi di
rivelazione
LOD
Bibliografia
Cianobatteri
Campione sonicato con acqua (pH=2,5) e
purificata tramite LLE con CH2Cl2
Estrazione con 0,05 M CH3COOH,
purificazione con cartucce a scambio ionico
Estrazione con MeOH-0,2 M HCl e
purificazione mediante SPE-con C-18
Estrazione con MeOH-0,1 M CH3COOH,
sonicazione del campione
Estrazione con MeOH (pH 4), purificazione
mediante SPE a debole scambio ionico
Campione trattato con gli ultrasuoni edue
step di purificazione mediante SPE
con C-18
SPME con CW/TPR
TLC
10 μg/g
HPLC/UV
Q-TRAP
Non
specificato
10-50
μg/kg
700 pg
HPLC/FLD
10 ng/L
GC/ECD
5 ng
iniettati
HPLC/FLD
20 ng/mL
Ojanperä et
al., 1991
Harada et
al., 1989
Rawn et al.,
2005
Hiller et al.,
2007
James et al.,
1998
Stevens &
Kreiger,
1988
Namera et
al., 2002
Cianobatteri
liofilizzati
Acqua e
cianobatteri
Acqua
41
HPLC/FLD
Tossine PSP
Le tossine responsabili della PSP sono conosciute come saxitossine e sono tetraidropurine
idrosolubili (Figura 5).
O
R4
H
N
R1
N
⊕
H2 N
⊕
N
H
N
R2
NH2
OH
OH
R3
Figura 5. Struttura chimica delle PSP
Le saxitossine vengono suddivise in quattro classi a seconda della loro struttura. Le saxitossine
propriamente dette (STX) sono quelle con la struttura più semplice, ci sono poi le saxitossinesolfate, dette anche gonyautossine (GTX) perché prodotte dal genere Gonyaulax, le saxitossinedisolfate, più comunemente note come C-tossine, ed infine le decarbamil-saxitossine (dc-STX). In
Tabella 4 vengono riportati alcuni dei congeneri di PSP più frequentemente rilevati.
Tabella 4. Congeneri di PSP più frequentemente rilevati
Tossina
R1
R2
R3
R4=CONHSO3
Carica netta
Tossicità relativa
STX
NEO
GTX2
GTX3
GTX5
C-1
C-2
dcSTX
dcGTX-2
H
OH
H
H
H
H
H
H
H
H
H
H
OSO3
H
H
OSO3H
H
H
H
OSO3H
H
OSO3
H
H
OSO3-
CONH2
CONH2
CONH2
CONH2
CONHSO3
CONHSO3
CONHSO3
H
H
+2
+2
+1
+1
+1
0
0
+2
+1
1
0,924
0,994
0,359
0,638
0,006
0,096
0,513
0,651
La conservazione dei campioni acquosi contenenti saxitossine è attualmente oggetto di studi.
È, infatti, noto che a 25°C si hanno conversioni significative delle tossine-C, dalla bassa
tossicità, nelle più tossiche tossine dcGTX, non si hanno invece informazioni su cosa accada nei
campioni refrigerati. È consigliabile quindi evitare lo stoccaggio dei campioni per lunghi periodi
prima dell’analisi, in quanto pur restando invariata la concentrazione totale delle saxitossine
potrebbe risultare sostanzialmente differente il profilo delle tossine presenti.
Nella conservazione del campione gioca un ruolo molto importante anche il solvente
utilizzato nell’estrazione. Nel caso di estrazione delle saxitossine da cianobatteri prove di
laboratorio hanno mostrato che utilizzando come solvente CH3COOH 0,05 M le tossine
risultano essere stabili per almeno due settimane a temperatura ambiente e a 4°C.
42
Estrazione
Anche per le saxitossine è valido quanto affermato sopra per MC e NOD, e cioè che le
tossine sono presenti principalmente all’interno delle cellule e quindi prima di procedere
all’estrazione con solvente è necessario causare la lisi cellulare.
Molti dei metodi estrattivi sono stati ottimizzati per l’estrazione selle saxitossine da
dinoflagellati, è stato comunque dimostrato che tali estrazioni sono applicabili anche ai
cianobatteri (Nicholson & Burch, 2001).
Una volta lisate le cellule l’estrazione viene effettuata generalmente utilizzando CH3COOH
0,01 M o anche MeOH acidificato. L’estrazione delle saxitossine sono state effettuate anche su
cellule intatte con CH3COOH 0,05 M, tuttavia è stato verificato che si hanno recuperi migliori
se prima dell’estrazione il campione viene congelato e scongelato (Nicholson & Burch, 2001).
L’estrazione delle saxitossine dai campioni di fitoplacton viene notevolmente complicato
dalla rapida interconversione di alcune delle tossine in esame. Ad esempio l’acido acetico ha
mostrato lo stesso profilo di tossine estratte in un range di concentrazione che va da 0,05 N a 1,0
N, l’utilizzo di HCl nel range 0,03-1,0 N invece causa la conversione elle tossine C1 e C2 nelle
più tossiche GTX2 e GTX3. Utilizzando concentrazioni nel range 0,01-0,02 N si ottiene un
profilo confrontabile con quello ottenuto con l’acido acetico (Ravn et al., 1995).
Per l’estrazione delle saxitossine dai mitili il solvente maggiormente utilizzato è costituito da
soluzioni acquose di HCl, utilizzato in un range di concentrazione da 0,01 a 1,0 M (Nicholson &
Burch, 2001). Da uno studio condotto da Van Egmond et al. (2004), per verificare l’efficacia
dell’estrazione delle PSP dai mitili, è emerso che anche nell’estrazione dai mitili l’utilizzo
dell’HCl come estraente, in questo caso portato ad ebollizione, può portare alla parziale idrolisi
di alcune PSP, portando alla conversione di alcune di alcune varianti negli omologhi più tossici
(ad esempio GTX5 viene convertito in STX). L’utilizzo di una procedura estrattiva meno
aggressiva, come ad esempio CH3COOH a temperatura ambiente lascia inalterato il profilo delle
tossine eventualmente presenti.
Concentrazione e purificazione
Il carattere estremamente idrofilico delle saxitossine rende difficoltoso l’uso delle tecniche
più comunemente utilizzate quali l’uso di solventi organici o l’estrazione in fase solida con
cartucce che lavorano in fase inversa tipo le C-18, anche se tali cartucce risultano molto
utilizzate (Oshima, 1995); in alternativa possono essere utilizzate cartucce in carbone grafitato
(Nicholson & Burch, 2001). Le tossine vengono estratte in presenza di un agente di coppia
ionica, quale l’acido eptansulfonico, ed eluite poi in successione con soluzioni acquose di
MeOH e CH3COOH. Tale procedura ha mostrato buoni recuperi con quasi tutte le saxitossine
ad eccezione della tossina C2 che generalmente mostra recuperi inferiori al 50% e risente
negativamente dell’aggiunta dell’agente di coppia ionica.
Anche per le saxitossine i metodi più comunemente utilizzati sono metodi cromatografici
accoppiati a rivelatori fluorimetrici (FLD) con lunghezze d’onda di eccitazione e di emissione
pari a 300nm e 390-400 nm (Costa et al., 2006; García et al., 2004). I metodi più comuni
prevedono una ossidazione alcalina post-colonna (Molica et al., 2006) anche se viene utilizzata
anche l’ossidazione pre-colonna (Costa et al., 2006) seguita da cromatografia di coppia-ionica
accoppiata a rivelatori fluorimetrici. L’ossidazione post-colonna, nonostante possa dare origine
43
a picchi piuttosto allargati, a causa dei volumi piuttosto ampi dei tubi di reazione (FAO, 2004),
viene preferita alla più semplice ossidazione pre-colonna in quanto diverse saxitossine danno
poi origine allo stesso derivato permettendo in questo caso di determinare solo la
concentrazione totale delle tossine perdendo quindi informazioni preziose sul loro profilo.
Dal punto di vista cromatografico le tossine PSP presentano caratteristiche e polarità
piuttosto diverse, diventa quindi difficile riuscire a separarle tutte con una sola corsa
cromatografica, è possibile allora effettuare tre corse con fasi mobili diverse per separare
correttamente le PSP apparteneti al gruppo delle STX (carica netta 2+), quelle appartenenti al
gruppo delle GTX (carica netta 1+) e delle C-tossine (carica netta 0).
Per la risoluzione delle PSP, mediante una colonna C-8, vengono adottate le seguenti fasi
mobili (Oshima, 1995):
− 1-eptansolfonato in fosfato d’ammonio con aggiunta di CH3CN per le saxitossine e senza
aggiunta di CH3CN per le GTX, l’utilizzo di tale fase mobile permette la separazione
dalle tossine decarbamate dagli analoghi carbamati;
− per la risoluzione delle C-tossine viene invece utilizzato tetrabutilammonio fosfato
aggiustato a pH 5,8 con CH3COOH.
Nel 2001 Jaime et al. hanno messo a punto un metodo per la quantificazione delle PSP
utilizzando la cromatografia di scambio ionico accoppiata alla spettrometria di massa. Le
misurazioni sono state effettuate in modalità Single Ion Monitoring (SIM). Sono stati quindi
monitorati gli ioni molecolari [M+H]+ delle diverse varianti di PSP disponibili. I LOD di questo
metodo sono paragonabili a quelli ottenuti con rivelatori fluorimetrici per alcune varianti, mentre
per altre sono leggermente superiori. Il metodo viene comunque proposto dagli autori come
metodo di conferma, inoltre l’unione dei due rivelatori, fluorimetrico e di massa, possono essere
utilizzati per l’identificazione di composti ancora sconosciuti.
Anche per le tossine PSP un grosso limite per la accurata determinazione analitica è
rappresentato dalla scarsa reperibilità degli standard per molte delle varianti.
In Tabella 5 viene presentata una selezione dei metodi analitici per l’analisi delle anatossine
presenti in letteratura.
Tabella 5. Metodi di analisi per le PSP
Tipo
di matrice
Metodo di
rivelazione
LOD
Bibliografia
Cianobatteri
liofilizzati
Estrazione con NaCl 0,9%
HPLC/FLD
0,5-1,2 µg/L
Estrazione con CH3COOH 0,1 M
HPLC/FLD
Estrazione con CH3COOH 0,5 M seguita
da ossidazione con NaOH 1M e H2O2 al
5% e HIO4 0,03 M, HCOONH4 0,3 M e
Na2PO4 0,3 M
Campione omogeneizzato ed estratto
attraverso bollitura con 0,1 M HCl, estratto
purificato poi con C-18
Estrazione con CH3COOH 0,03 N seguita
da omogeneizzazione, centrifugazione
e filtrazione
Tessuti e fluidi omogeneizzati in HCL 0,1
o
N ed estratti a 85 C
HPLC/FLD
Non
specificato
Non
specificato
Molica et al.,
2005
Ferreira et al.,
2001
Costa et al.,
2006
Mitili
Tessuti
umani e fluidi
biologici
44
HPLC/FLD
0,02-0,11
pmol
Oshima, 1995
LC/MS
0,5-2 ng
iniettati
Jaime et al.,
2001
HPLC/FLD
1 pmol PSP
García et al.,
2004
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METODI BIOLOGICI PER LA RILEVAZIONE
DELLE CIANOTOSSINE
Emanuela Testai, Daniela Mattei
Dipartimento di Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Roma
Introduzione
La possibilità di identificare e quantificare la presenza di cianotossine in un campione
ambientale, generalmente acqua, e/o biologico, rappresentato non solo da tessuti animali, ma
anche da fluidi biologici umani come sangue e urine, è un aspetto fondamentale per definire la
dose esterna e/o interna di esposizione.
A tale scopo, oltre ad una serie di metodi fisico-chimici descritti nel precedente capitolo,
possono essere impiegati una serie di metodi biologici, immunoenzimatici e biochimici che si
sono rivelati particolarmente utili soprattutto per lo screening di campioni ambientali.
Si tratta di metodi qualitativi e/o semiquantitativi, a risposta rapida, che non necessitano di
standard analitici, non in grado di discriminare tra le varie tossine e con livelli di sensibilità
variabili a seconda del metodo utilizzato. Nel presente capitolo vengono descritti i metodi
comunemente impiegati per lo screening, con particolare riferimento alle microcistine (MC), le
cianotossine più ampiamente studiate, pur non omettendo di segnalare eventuali metodi
disponibili per le altre cianotossine.
Saggi in vivo
Si tratta di saggi biologici che si avvalgono di animali da laboratorio, sia vertebrati (es.
Mouse BioAssay, MBA) che invertebrati (es. Artemia salina). Tali saggi consentono di misurare
il livello di tossicità totale del campione e, in alcuni casi, avvalendosi della comparsa di sintomi
clinici specifici o in seguito a necropsia, del tipo di tossina presente (es. epatotossina,
neurotossina).
Il MBA è stato ed è tuttora usato di routine per screening di campioni incogniti, perché
identifica la presenza di qualsiasi tossina, indipendentemente dal fatto che sia conosciuta e/o
determinabile con altri metodi; è relativamente veloce e poco costoso, di facile applicazione e
fornisce indicazioni di tossicità. Il test si basa sulla somministrazione a topi (per iniezione
intraperitonelae) di un estratto acido di omogenati di tessuto (es. da prodotti ittici) o di altro
campione (es. acqua). Se nel periodo di osservazione (60 min/24 h) non si rilevano mortalità o
chiari segni di tossicità, il campione è considerato negativo (= non contiene livelli tossici di
cianotossine). Il MBA presenta comunque una serie di svantaggi:
− ha una sensibilità piuttosto bassa (es. il limite di determinazione per i prodotti ittici è circa
300 mg di MC/kg di tessuto);
− richiede l’utilizzo di un discreto numero di animali ponendo problemi etici legati al
benessere animale, tanto da non essere più praticato in alcuni paesi;
− è un metodo esclusivamente qualitativo, e non permette di discriminare tra le diverse
cianotossine presenti;
49
− il tempo di osservazione limitato a 60 min/24 h preclude l’identificazione di effetti
ritardati, come nel caso della cilindrospermopsina;
− la somministrazione intraperitoneale è spesso poco rappresentativa della reale esposizione
umana.
Il test su Artemia salina (Lawton et al., 1994) non pone problemi etici ed ha l’indubbio
vantaggio di essere di facile esecuzione; i nauplii sono esposti a diluizioni diverse del campione
da testare nel mezzo di coltura a 25°C: la tossicità si osserva generalmente dopo 18-24 ore. I
risultati sono espressi come Lethal Concentration al 50% (LC50) (vale a dire la concentrazione
che causa il 50% di mortalità). Il test presenta però molti degli svantaggi già descritti per il
MBA, come la bassa sensibilità (LC50 = 5-10 mg/L per le MC) e l’assenza di specificità, con
l’ulteriore svantaggio che le indicazioni di tossicità ottenute su Artemia sono difficilmente
estrapolabili ad una situazione di rischio reale per i mammiferi. Inoltre non è noto se ci sia una
suscettibilità diversa di A. salina alle varie cianotossine e il risultato può essere fortemente
influenzato dall’effetto matrice del campione. Sporadicamente sono stati riportati in letteratura
altri test, ad esempio su Daphnia o su colture cellulari, ma, al momento, nessuno di essi ha
subito processi di validazione e non è stato impiegato su larga scala tale da avere risultati che
possano realmente dimostrarne la validità.
Questi metodi sono sempre più spesso sostituiti da metodologie biochimiche ed immunoenzimatiche, che sono molto più sensibili (circa 0,1 µg/L nel caso delle MC) e che, paragonati ai
metodi di rilevazione chimica sono molto più veloci, meno costosi e in grado di rilevare la
presenza di tossine, indipendentemente dalla disponibilità di standard analitici, caratteristiche
che li hanno resi particolarmente utili per lo screening di campioni ambientali.
Metodi immunoenzimatici
I primi test ELISA (Enzyme Linked Immunosorbent Assay) sono stati sviluppati agli inizi
degli anni ’90, dopo che furono prodotti anticorpi policlonali anti-MC-LR; in seguito la
produzione di anticorpi monoclonali contro la stessa tossina ha permesso non solo lo sviluppo di
kit ELISA più specifici, ma anche la possibilità di determinare la presenza nei tessuti di addotti
della MC-LR con le fosfatasi attraverso procedure di immunoblotting (Liu et al., 2000) o di
utilizzare gli anticorpi per tecniche cromatografiche di immunoaffinità (Kondo et al., 2002).
Oggi sono disponibili sul mercato diversi kit ELISA diagnostici per la presenza non solo di
MC, ma anche per la cilindrospermopsina (CYN) e le saxitossine (STX) e si dividono in:
– test per competizione diretta, che usano generalmente anticorpi policlonali;
– test per competizione indiretta, con anticorpi monoclonali.
Nei test per competizione diretta, anticorpi policlonali anti-MC sono adesi al supporto
solido, spesso costituito da una piastra ad alta capacità legante. Un complesso MC-LRperossidasi è utilizzato per competere direttamente con le MC del campione da testare per i siti
di legame dell’anticorpo legato al supporto (Figura 1).
Dopo circa 1 ora di incubazione, si procede al lavaggio per rimuovere il materiale che non ha
reagito e si aggiunge l’opportuno reagente per lo sviluppo della colorazione dovuto alla reazione
della perossidasi legata alla MC-LR: il colore sviluppato è inversamente proporzionale alla
concentrazione delle MC nel campione.
La quantificazione avviene per confronto/estrapolazione con una curva standard, costruita
con la MC-LR, nella quale si riportano in scala semilogaritmica le concentrazioni di MC-LR vs.
% della assorbanza dello standard rispetto alla assorbanza del controllo negativo (B0%).
50
Complesso MC-LR-perossidasi
MC nel campione ambientale
Piastra ‘pre-coated’
con anticorpi policlonali anti MC
B0 %
Tipica curva standard
per un metodo ELISA diretto:
il contenuto in MC del campione
si estrapola dalla curva standard
confrontando il valore di B0%
Concentrazione di tossine µg L-1
Figura 1. Schema di un test ELISA per competizione diretta
e curva standard per il calcolo della concentrazione di un campione ignoto
Il controllo negativo è dato da una soluzione non contenente MC-LR, il cui valore di B0%
corrisponde al valore massimo (100%) di assorbanza ottenibile, essendo l’anticorpo adeso al
supporto completamente saturato dal complesso MC-LR-perossidasi (Carmichael & An, 1999).
Un aspetto particolarmente importante è legato alla costruzione della curva standard, che
deve avvenire utilizzando un numero adeguato di punti, in modo tale che il tratto lineare sia
ampio e ben definito. Infatti, per una corretta estrapolazione, il dato di assorbanza del campione
dovrebbe cadere nel tratto lineare della curva standard e non agli estremi, dove la risposta non è
più proporzionale alla concentrazione.
Nel metodo per competizione indiretta, sul supporto solido è immobilizzato un complesso
proteico della MC (es. un coniugato con la siero-albumina bovina – Bovine Serum Albumin:
MC-LR-BSA) che funziona da antigene, in competizione con quello contenuto nel campione.
In Figura 2 viene illustrato lo schema del test per competizione diretta. Nella fase 1 il
controllo negativo (soluzione non contenente MC), le soluzioni standard a diverse
concentrazioni di MC-LR (per costruire la curva di calibrazione) e il campione incognito
competono con il complesso antigenico immobilizzato per gli anticorpi (generalmente
monoclonali) anti-MC in soluzione, aggiunti nei pozzetti stessi successivamente. Dopo
l’incubazione il materiale in eccesso viene rimosso. Nella fase 2 si aggiunge l’anticorpo
secondario che riconosce soltanto il complesso antigene-anticorpo primario. Dopo lavaggio per
rimuovere il materiale in eccesso, l’anticorpo secondario reagendo con un substrato specifico dà
luogo ad una colorazione, la cui intensità è inversamente proporzionale alla quantità di MC che
era presente nel campione da analizzare: infatti, maggiore la concentrazione di MC nel
campione, maggiore sarà la competizione con l’antigene complessato, che avrà a disposizione
meno anticorpo con cui reagire. Conseguentemente, il bianco (controllo negativo) corrisponderà
al 100% di assorbanza. La quantificazione avviene per confronto/estrapolazione con la curva
standard, esattamente come descritto per il metodo per competizione diretta.
51
Fase 1
MC nel campione
Complesso MC-LR-BSA
adeso al supporto
Fase 2
Anticorpo primario
Anticorpo secondario
Figura 2. Schema di un test ELISA per competizione indiretta
I due metodi forniscono risultati molti simili, anche se il metodo indiretto ha generalmente
sensibilità più elevate; d’altra parte i kit diretti sono meno costosi e di più rapida esecuzione,
quindi la scelta dipende essenzialmente dalle finalità con cui un test viene eseguito.
In entrambi i casi è necessario tener presente che il metodo di rilevazione è
spettrofotometrico e dipende dallo sviluppo di una colorazione: questo significa che nella
preparazione del campione (es. estrazione da liofili di cianobatteri e/o da tessuti animali),
sarebbe opportuno utilizzare solventi che non favoriscono lo sviluppo di colorazioni o
introdurre un passaggio di parziale purificazione (es. passandolo su una colonnina C-18) per
rimuovere la presenza di pigmenti, che potrebbero interferire con la misura di assorbanza. I kit
sviluppati più di recente non hanno mostrato interferenze dovute alla presenza di vari composti
organici ed inorganici nei campioni ambientali, ma soprattutto quando si hanno tessuti e/o
liquidi biologici non si può escludere a priori che ciò avvenga, per cui il passaggio di prepurificazione è comunque consigliabile. È comunque buona norma non avere nei campioni
concentrazioni di metanolo (il solvente più utilizzato) >10%.
L’affidabilità e la sensibilità di un test ELISA dipendono essenzialmente dalla natura
dell’anticorpo e dalla sua cross-reattività con i vari congeneri di MC e con suoi analoghi, inclusi i
coniugati. Una scarsa cross-reattività dell’anticorpo utilizzato, come avviene quando si usano
anticorpi monoclonali molto specifici, può dare informazioni accurate su uno specifico congenere
di MC, ma ovviamente questa caratteristica è poco utile se lo scopo del test è lo screening. Infatti,
per sapere se campioni ambientali siano o meno contaminati da MC, indipendentemente dal
congenere, è auspicabile la massima cross-reattività possibile. È quindi fondamentale conoscere
con esattezza le caratteristiche del kit a disposizione, per capire se risponde o meno alle esigenze
dello sperimentatore e soprattutto per dare la giusta interpretazione ai risultati ottenuti.
Dal punto di vista dello screening, potrebbe sembrare un vantaggio avere una elevata crossreattività attraverso lo sviluppo di un pool di anticorpi contro una miscela di congeneri di MC,
in grado di riconoscere come apteni parti diverse della molecola: purtroppo la fluttuazione nella
52
risposta immunitaria può causare variazioni notevoli nella proporzione relativa dei vari
anticorpi, anche quando ottenuti in tempi diversi dallo stesso animale, per cui il livello di crossreattività e la risposta non sono riproducibili tra batches diversi di antisiero e questa possibilità
non è quindi praticabile (Mc Elhiney & Lawton, 2005).
La maggior parte dei kit disponibili commercialmente impiegano anticorpi sviluppati in
animali (pecore, capre o topi) contro uno specifico congenere (generalmente MC-LR): ne
consegue automaticamente che la reattività massima sarà verso quella variante e che le altre MC
saranno identificate con una sensibilità diversa, essendo la affinità di legame antigene-anticorpo
più bassa. Quindi la quantificazione sopra descritta, fatta rispetto ad una curva standard
contenente solo MC-LR, non può essere accurata ed è per questo motivo che i metodi
immunoenzimatici sono considerati semiquantitativi.
Molti dei kit commerciali riconoscono come antigene l’Adda, l’amminoacido specifico di MC
e nodularine: questa caratteristica ha assicurato un buon grado di cross-reattività (vengono
riconosciute con affinità di legame simile: MC-LR, -YR, -LF, -RR, -LW e Nodularine e altre con
affinità diverse). Contemporaneamente, la limitazione nel numero delle regioni della molecola per
il riconoscimento e il legame antigene-anticorpo ha fornito una maggiore riproducibilità e una
sensibilità <0,1 µg/L. Ovviamente, essendo l’Adda il sito di riconoscimento per il legame, il kit è
diagnostico anche per i vari prodotti di degradazione ambientale che contengano tale
amminoacido, indicativi comunque della presenza di contaminazione, e per i coniugati con
glutatione e cisteina prodotti dalla detossificazione delle MC ad opera delle glutatione S-trasferasi
(Kondo et al., 1996; Metcalf et al., 2002). Questo aspetto è particolarmente interessante: è stato,
infatti, visto che i vari coniugati della MC-LR con GSH, cisteina-glicina e cisteina reagiscono con
un test ELISA con la stessa affinità della cianotossina parentale (assumendo 100% la reattività
della MC-LR, quella dei coniugati oscilla nell’intervallo 96-112%) (Metcalf et al., 2000). In un
campione biologico, i test ELISA disponibili non sono quindi in grado di discriminare tra
molecole parentali e coniugati che però hanno tossicità minore, sia misurata attraverso l’inibizione
della attività fosfatasica in vitro sia in vivo. Infatti, i valori di Inhibition Concentration al 50%
(IC50) (la concentrazione in grado di inibire l’attività enzimatica del 50%) sono per i coniugati
circa 10 volte inferiori a quelli della MC-LR e l’iniezione i.p. di 67-75 µg/kg pc, dosi simili alla
Lethal Dose al 50% (LD50) della MC-LR (50 µg/kg bw), non ha prodotto effetti rilevanti nel topo,
essendo gli animali sopravvissuti senza segni clinici con il fegato che alla necropsia risultava
normale e del tutto simile ai controlli (Metcalf et al., 2000). Questo aspetto è particolarmente
rilevante per l’interpretazione di dati in termini di valutazione tossicologica, perché l’impossibilità
di distinguere la tossina dai prodotti di detossificazione porta automaticamente ad una sovrastima
della concentrazione e della potenziale tossicità del campione. Il problema può essere in parte
mitigato se il test ELISA venisse utilizzato con altri test complementari in grado di dare
indicazioni sul potenziale di tossicità, come l’inibizione dell’attività fosfatasica.
La possibilità di ottenere anticorpi monoclonali, anche attraverso tecnologie ricombinanti,
che isolano frammenti di anticorpo, ha offerto la possibilità di avere risposte da test ELISA con
una più elevata sensibilità, ma anche maggiore specificità (dovuta a scarsa cross-reattività con
minore possibilità di avere falsi positivi), che si sposa bene con necessità specifiche, ma molto
meno con lo screening. Ovviamente avere una batteria di anticorpi monoclonali da testare
rappresenterebbe uno strumento di lavoro ideale, ma i costi elevati non sarebbero compatibili
con attività di monitoraggio e/o di routine.
È stato descritto l’uso di un anticorpo monoclonale specifico per le varianti di MC che
contengono arginina in posizione 4 (MC-LR, -RR, -WR e -YR) con un limite di determinazione
per la MC-LR di 8 ng/L e per gli altri congenere nell’ordine del picomolare (Zeck et al., 2001).
Ovviamente quando fosse utilizzato questo anticorpo la presenza di tutte le altre varianti non
verrebbe determinata.
53
Recentemente si è andata sviluppando anche la tecnica di produzione che sfrutta il
riconoscimento anticorpale di polimeri detti MIP (Molecularly Imprinted Polymers)
specificamente impiegati per pre-concentrare campioni di acqua o per purificare campioni con
matrici più complesse.
Metodi biochimici
La conoscenza dei meccanismi di azione delle varie cianotossine ha permesso di utilizzare
alcune caratteristiche attività, per sviluppare test biochimici diagnostici della contaminazione di
un campione. Le MC e le Nodularine sono tra i più potenti inibitori naturali delle fosfatasi
proteiche (serina/treonina) PP1 e PP2A (Yoshizawa et al., 1990): sfruttando questa capacità è
possibile misurare la presenza delle cianotossine, attraverso la misura della inibizione della
attività enzimatica; il test che ne deriva è sensibile, rapido, di facile realizzazione (gli enzimi
PP1 e PP2A sono facilmente reperibili commercialmente) e relativamente poco costoso. Si
possono indifferentemente utilizzare sia la PP1 che la PP2, anche se con la PP1 il test è circa 50
volte meno sensibile che con la PP2A (Honkanen et al., 1994).
Se il campione da analizzare è un liofilo e/o un campione biologico, è raccomandabile fare
un’estrazione con metanolo al 100%, che denatura le fosfatasi aspecifiche che potrebbero essere
presenti e che vengono in questo modo denaturate, evitando l’interferenza nella misura
successiva. Ovviamente, prima del test sarà necessario eliminare il metanolo portando a secco e
ri-sospendere in acqua e/o tampone. Potrebbe essere in alcuni casi utile purificare parzialmente
il campione, passando su filtro per eliminare la presenza di materiale pigmentato o su una
colonnina C-18 per eliminare anche composti inorganici come il sodio floruro che è un potente
inibitore delle fosfatasi. La quantificazione della inibizione può essere fatta con tre tecniche
diverse (Mc Elhiney & Lawton, 2005):
1) metodo colorimetrico (sensibilità 0,25-2,5 µg/L);
2) metodo fluorimetrico (sensibilità 0,1 µg/L);
3) metodo radiometrico (sensibilità 0,1 µg/L).
Nel primo caso si utilizza come substrato delle fosfatasi il p-nitrofenilfosfato, che viene
attivamente defosforilato dalla PP1 e dalla PP2A (Heresztyn & Nicholson, 2001) e la MC-LR a
concentrazioni scalari note (tra 8 e 10) per costruire una curva di inibizione standard (in scala
semilogaritmica). Tale curva verrà utilizzata per quantificare, per estrapolazione, la
concentrazione di tossina nel campione ignoto. Il saggio consiste nell’incubare le fosfatasi a
37°C con il substrato e l’inibitore, monitorando l’aumento di assorbanza a 405 nm,
preferibilmente con modalità cinetica, più affidabile rispetto alla misura della cinetica per punti.
Il test è relativamente aspecifico, in quanto non discrimina tra loro i congeneri e non distingue
tra MC e Nodularine; tuttavia, le varianti hanno un potere inibitorio diverso tra loro, e la
sensibilità nella determinazione è perciò diversa. Come nel caso dei metodi immunoenzimatici,
essendo la curva di calibrazione costruita con un congenere specifico (generalmente la MC-LR),
la quantificazione non è esatta e il metodo di inibizione delle fosfatasi, indipendentemente dal
metodo utilizzato può essere considerato soltanto semiquantitativo.
Il metodo fluorimetrico sfrutta lo stesso principio del metodo colorimetrico, del quale può
essere considerato una alternativa valida e almeno due volte più sensibile. Essenzialmente, al
substrato colorigenico, si sostituisce un substrato fluorigenico, il 4-metil-umbelliferilfosfato: le
sua defosforilazione, catalizzata dalle fosfatasi, dà luogo alla formazione del metabolita
fluorescente 4-metilumbelliferone (Bouaicha et al., 2002).
La terza possibilità è quella di utilizzare come substrati defosforilabili sostanze marcate con
32P: l’inibizione viene calcolata sulla base della misura della quantità di radioattività liberata
54
(MacKintosh et al., 1990; Xu et al., 2000). Questo approccio, pur essendo più sensibile del
metodo colorimetrico, viene utilizzato in misura minore rispetto agli altri due, perché non
sempre è agevole lavorare con materiale radioattivo e data la semivita limitata del 32P,
l’approvvigionamento dei substrati marcati non può essere fatto in anticipo, con mantenimento
di scorte da poter utilizzare all’occorrenza.
In ogni caso è importante che la curva standard sia costruita correttamente, con un numero
adeguato di punti e un tratto lineare il più ampio possibile. La risposta che si ottiene agli estremi
(inibizioni ≤15% e ≥85%) è generalmente poco affidabile, ed è perciò necessario che per una
corretta estrapolazione il dato di inibizione del campione cada nel tratto lineare della curva
standard. In caso contrario, se l’inibizione è troppo alta, è necessario diluire il campione o, se
l’inibizione del campione è troppo bassa, costruire un’ulteriore curva standard con una quantità
minore di proteine e concentrazioni di standard più basse, per essere sicuri che il dato non sia un
falso negativo. In alcuni casi, per capire se il risultato ottenuto è attendibile, può essere
importante testare il campione a diluizioni diverse, che dovrebbero rispondere
proporzionalmente, essendo l’inibizione direttamente correlata alla concentrazione. Quando il
coefficiente di variazione è >15% tra controlli, standard e campioni incogniti, l’attendibilità
delle misure ottenute è generalmente piuttosto limitata.
Il livello di inibizione delle fosfatasi è direttamente proporzionale alla tossicità di ciascuna
variante delle cianotossine, quindi il risultato che si ottiene ha il vantaggio, rispetto ai metodi
immunoenzimatici, di dare indicazioni sul potenziale di tossicità della miscela di MC presenti
nel campione.
È stato recentemente proposto di utilizzare una combinazione dei risultati ottenuti con il
metodo biochimico e con quello immunoenzimatico (Mountfort et al., 2005), per avere una
informazione aggiuntiva sulla potenziale tossicità della miscela dei congeneri e delle eventuale
presenza di coniugati e prodotti di degradazione non tossici, che non vengono discriminati dal
test ELISA, ma che hanno invece un limitato potenziale di inibizione delle fosfatasi. Infatti, se il
contenuto totale della miscela di MC è stato determinato con un metodo ELISA
sufficientemente aspecifico, la predominanza di una o più varianti con tossicità simili può essere
identificata dal rapporto tra la risposta di inibizione della PP2A e quella del test ELISA, ottenuta
utilizzando la MC-LR come standard. È stato infatti evidenziato che varianti con bassa tossicità
vale a dire con basso potenziale di inibizione delle fosfatasi (corrispondente ad un alto valore di
IC50) danno luogo ad un rapporto PP2A:ELISA basso, e vice-versa (Mountfort et al., 2005).
Risultati simili si ottengono anche quando si consideri il rapporto PP2A: LC-MS (Liquid
Chromatography-Mass Spectrometry) (Tabella 1).
Tabella 1. Tossicità acuta di alcune cianotossine espressa sia come LD50 e come IC50
per l’inibizione della fosfatasi PP2A e rapporto tra diversi metodi di indagine per avere
indicazioni sommarie sul potenziale di tossicità di una miscela
Cianotossina
MC-LR
MC-YR
MC-RR
Nodularina
LD50 (μg/kg)
50
70
600
50
IC50 (nM)
2,2
90
175
1,8
Rapporto
PP2A:ELISA
Rapporto
PP2A:LC-MS
1,03
0,63
0,06
2,2
1,21
0,65
0,12
1,47
Sulla base dei risultati ottenuti è stato proposto che un campione ambientale che dia un
rapporto PP2A:ELISA ≥ 0,8 avrà un ranking di tossicità paragonabile alla tossicità di un
campione contenete MC-LR o varianti con la stessa tossicità acuta. Un campione con un
55
rapporto PP2A:ELISA ≤ 0,2 avrà una tossicità comparabile a quella della MC-RR (10 volte
meno tossica della MC-LR). Nella fascia intermedia (rapporto compreso tra 0,2 e 0,8), la
tossicità sarà più simile a quella della MC-YR. Ovviamente l’approccio combinato fornisce solo
indicazioni preliminari e per avere informazioni sulle varianti realmente presenti e quantificarle
è comunque necessario ricorrere alla determinazione cromatografica.
Per quanto il loro sviluppo e la loro utilizzazione in ambito di screening non sia ancora
avanzato, è possibile pensare che saggi di inibizione della sintesi proteica su cellule in vitro
possano venire adottati per la determinazione della CYN e che un saggio di inibizione della
acetilcolinesterasi (semplice dosaggio spettrofotometrico) possa essere utilizzato per identificare
la presenza di anatossina-a(S). Questa ultima opportunità è limitata dalla interferenza esercitata
da pesticidi organofosforici, strutturalmente analoghi alla anatossina-a(S) e potenti inibitori
dell’enzima, la cui presenza è frequente nei campioni ambientali. Alcune di queste reazioni
enzimatiche sono state sfruttate per l’allestimento di alcuni biosensori, che hanno sensibilità,
rapidità di risposta e specificità sufficienti da poter essere utilizzati agevolmente come metodi di
screening sul campo, senza bisogno di processare il campione. Tuttavia nessuno ha subito alcun
processo di validazione, e i risultati possono essere considerati una indicazione preliminare, da
confermare con studi più accurati in laboratorio.
Considerazioni finali
Sebbene siano disponibili diversi metodi per determinare le cianotossine, nessuno
singolarmente è sufficientemente esaustivo e in grado di dare indicazioni sia sul contenuto di
tutte le tossine presenti in un campione e la sua potenziale tossicità. Una comparazione dei vari
metodi biologici e della loro diversa sensibilità è presentata in Tabella 2.
Tabella 2. Comparazione dei metodi biologici per la determinazione di cianotossine
e loro limiti di sensibilità
Metodo
Sensibilità
Specificità
Commenti
MBA
LD50=50 μg/kg pc
(rispetto alla MC-LR)
Non specifico
(tutte le tossine)
Poco sensibile;
utilizza molti animali
(problemi etici)
Artemia
salina
LC50=5-10 mg/L
(rispetto alla MC-LR)
Non specifico
(tutte le tossine)
Poco sensibile, elevata variabilità
di risposta; effetto matrice
marcato
ELISA
Relativamente specifico
(cross-reattività con
coniugati e prodotti di
degradazione)
Molto
specifici a) e b)
2. Anticorpi monoclonali
(scarsa cross-reattività)
a) anti-MC con Arg: 0,06 μg/L
Relativamente specifico c)
b) anti-CYN: 0,5-2 μg/L
(cross-reattività con altre
c) anti-STX: 0,02-0,4 μg/L
tossine PSP)
3. Frammenti di anticorpi
Specifico
ricombinanti: 4 μg/L
Necessità di trovare
un compromesso tra la crossreattività e la specificità;
difficoltà di interpreta-zione
dei dati in termini di potenziale
tossico
Inibizione
delle
fosfatasi
1. Colorimetrico:0,25 μg/L
2. Fluorimetrico: 0,1 μg/L
3. Radiometrico: 0,1 μg/L
Non distingue tra congeneri ma dà
una misura della tossicità; l’uso
del radioattivo può limitarne
l’applicazione
1. Anticorpi policlonali
a) anti-MC-LR: 2,5 μg/L
b) anti-Adda: 0,6 μg/L
Non specifico
(tutte le MC e NOD)
56
Uno dei problemi principali è la mancanza di standard certificati di riferimento; infatti, in
uno studio interlaboratorio per confrontare risultati di HPLC (High Performance Liquid
Chromography), inibizione della fosfatasi ed ELISA, il dato emerso è una grande variabilità in
molti casi non dovuta alle differenze tra i metodi, ma tra i laboratori per la diversità degli
standard utilizzati (Fastner et al., 2002). D’altra parte uno studio condotto in Canada in uno
stesso laboratorio per identificare la contaminazione da cianotossine di più di 100 campioni di
integratori alimentari attraverso LC-MS/MS, ELISA e saggio colorimetrico per l’inibizione
delle fosfatasi, ha mostrato che le tre metodiche hanno dato risultati molto simili. I campioni
contenevano un numero limitato di varianti di MC, identificate con la LC-MS/MS: i risultati
confrontabili ottenuti con gli altri due metodi suggeriscono l’assenza in quei campioni di altre
tossine (Lawrence et al., 2001).
Infatti, i risultati diversi che spesso si ottengono non sono dovuti ad una scarsa performance
di uno o più dei tre metodi, ma semplicemente al fatto che misurano cose diverse:
– I metodi chimici sono molto specifici, ma non sono al momento in grado di identificare
tutte le tossine e quindi in molti casi potrebbero essere fonte di sottostime del grado di
contaminazione.
– I test ELISA con la loro aspecificità hanno il vantaggio di poter identificare la presenza
delle varie tossine presenti, ma reagendo anche con prodotti con tossicità scarsa e/o
assente possono portare ad una sovrastima dei rischi associati alla esposizione a quel
campione, riportando i dati in termini di MC-LR equivalenti.
– Il saggio di inibizione della fosfatasi (che comunque è limitato alla determinazione di MC
e nodularine) può dare indicazioni del potenziale di tossicità di un campione, ma a meno
che non venga associato per confronto ad uno degli altri due metodi descritti,
difficilmente può dare informazioni precise dal punto di vista quantitativo del profilo di
congeneri presente.
Sarebbe buona norma, quando possibile, prevedere che in un piano di monitoraggio
potessero essere utilizzate combinazioni di più metodi, da utilizzare con approcci a step
successivi almeno su quei campioni risultati positivi con il metodo scelto come primo screening.
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58
METODI GENETICI NELL’IDENTIFICAZIONE
DI CIANOBATTERI E DELLA LORO POTENZIALE
TOSSICITÀ
Susanna Vichi, Simonetta Gemma, Emanuela Testai
Introduzione
I cianobatteri sono organismi ubiquitari che riescono a colonizzare anche gli ambienti di vita
più estremi e si trovano in laghi, stagni e fiumi di tutto il mondo. La loro grande diffusione negli
habitat acquatici è stata attribuita alle peculiari caratteristiche fisiologiche e alla grande capacità
di adattamento in ogni condizione ambientale, che li rende capaci di raggiungere livelli di
biomassa enormi (fioriture), spesso in grado di dominare l’intero biota acquatico, e, in presenza
di particolari condizioni ambientali, di accumularsi sulla superficie, producendo schiume. Il
phylum dei cianobatteri contiene più di 1000 specie, ma solo un numero limitato di esse (circa
una trentina quelle identificate fino ad oggi) produce come metaboliti secondari alcuni composti
noti come cianotossine, che hanno effetti tossici sui mammiferi incluso l’uomo, agendo a livello
dei neurotrasmettitori del sistema nervoso centrale e periferico, delle cellule epatiche, del
sistema gastro-enterico e delle mucose o producendo effetti topici di tipo irritativo/allergico. La
potenziale tossicità di questi microorganismi e la loro capacità di compromettere
qualitativamente le acque che li ospitano hanno richiamato l’attenzione crescente da parte della
comunità scientifica per tentare di controllare il fenomeno ed approntare opportune misure di
prevenzione e protezione della salute dell’uomo e dell’ambiente. A tale scopo sono essenziali
piani di monitoraggio specifici per ciascun bacino, che rendano possibile l’identificazione della
specie responsabile della fioritura, la presenza al suo interno di batteri in grado di produrre
tossine e la quantificazione delle cianotossine prodotte.
Tradizionalmente l’identificazione dei cianobatteri veniva eseguita mediante osservazione
delle cellule al microscopio: i membri del phylum dei cianobatteri venivano classificati
utilizzando regole tassonomiche mutuate dalla botanica e dalla batteriologia (Neilan et al.,
2002). La sola analisi morfologica, però, comporta dei limiti dovuti alla difficoltà per
l’operatore nell’interpretare piccole, a volte impercettibili, differenze morfologiche e al numero
limitato di parametri alla base del sistema di nomenclatura per cui spesso si hanno attribuzioni
non corrette e una sottostima della biodiversità del campione naturale. Inoltre le condizioni
ambientali variabili possono alterare temporaneamente la morfologia modulando l’espressione
di alcune proteine, ad esempio di pigmenti fotosintetici che possono indurre a classificazioni
non corrette. Non ultimo, l’analisi morfologica non permette di discriminare fra individui che
geneticamente sono in grado di produrre cianotossine da quelli non tossici, che possono
coesistere all’interno di una popolazione senza presentare alcuna differenza visibile. Le
informazioni derivanti dall’analisi morfologica richiedono dunque di essere integrate con quelle
ottenute dall’analisi diretta delle cianotossine attraverso saggi chimici, biochimici o
immunoenzimatici e più recentemente dallo studio delle caratteristiche genotipiche dei
cianobatteri.
Capire il ruolo di queste tossine nei microorganismi produttori e contemporaneamente le
risposte dei loro geni all'ambiente può suggerire mezzi per il controllo delle fioriture e della loro
59
tossicità per la gestione della qualità delle acque destinate al consumo umano. I notevoli passi
avanti degli ultimi anni nella conoscenza dei meccanismi e delle basi genetiche della biosintesi
delle tossine da parte di vari gruppi di cianobatteri hanno permesso lo sviluppo di approcci di
screening genetico sia per la caratterizzazione del genere predominante che per il monitoraggio
della presenza di specie tossiche sin dalle fasi più precoci delle fioriture.
Approcci molecolari comuni
nella caratterizzazione delle specie cianobatteriche
Le metodologie molecolari, rapide e relativamente economiche una volta che si dispone della
strumentazione e dell’expertise necessario, offrono elevata specificità e consentono il diretto
utilizzo del campione ambientale, senza dover necessariamente allestire una coltura del
microrganismo. Sono inoltre metodiche estremamente sensibili, per cui si rivelano
particolarmente utili negli studi di monitoraggio ambientale, soprattutto nei casi in cui la
concentrazione del microrganismo target all’interno di un campione eterogeneo non sia
sufficiente da poter essere rilevata con metodi classici. In Figura 1 sono schematizzati gli
approcci molecolari più comuni utilizzati a questo scopo.
Campione ambientale
qPCR
T-RFLP
Estrazione
DNA/RNA
PCR
RT-PCR
DGGE
Sequenziamento
Allineamento
Figura 1. Metodi molecolari comuni per la determinazione di microorganismi
Nell’approccio qualitativo si utilizza la metodica classica della PCR (Polymerase Chain
Reaction) che, attraverso l’utilizzo di corte sequenze oligonucleotidiche complementari a una
porzione della sequenza del gene di interesse, permette l’amplificazione esponenziale del
frammento genico oggetto di studio.
Due delle tecniche di fingerprinting genetico più comunemente usate nella caratterizzazione
dei profili molecolari delle comunità microbiche sono l’elettroforesi su gel a gradiente
denaturante (Denaturing Gradient Gel Electrophoresis, DGGE) e l’analisi del polimorfismo dei
60
frammenti di restrizione mediante T-RFLP (Terminal-Restriction Fragment Lenght
Polymorphism).
La DGGE permette la separazione di piccoli frammenti di DNA (taglia massima 1000 bp)
della stessa lunghezza ma di sequenza differente in relazione alle loro proprietà di denaturazione
(melting); possono essere separati anche frammenti che differiscono per una singola sostituzione
di base. Tipicamente per prevenire la completa denaturazione dei frammenti a doppia elica si
aggiunge all’estremità 5’ del primer forward una sequenza di 30-40 bp ricca in GC o “GC
clamp”. Il numero, le posizioni e le intensità delle bande DGGE che si ottengono sono indicativi
della diversità all’interno della comunità microbica (Boutte et al., 2006).
La tecnica T-RFLP (Terminal-Restriction Fragment Length Polymorphism) è basata sulla
digestione con endonucleasi dei prodotti di PCR. Uno o entrambi i primers utilizzati sono legati
ad una molecola fluorescente che permette di rilevare, mediante elettroforesi capillare, solo la
presenza del frammento di restrizione terminale. Il risultato è un elettroferogramma per ogni
campione, i cui i picchi corrispondono ai frammenti terminali legati ai primers fluorescenti usati
nella PCR; l’analisi dei diversi profili risultanti, effettuata in modo automatico da un
analizzatore genetico, permette di caratterizzare la variabilità del campione naturale.
Un’altra possibilità è offerta dal sequenziamento del prodotto della PCR associato a tecniche
di bioinformatica; una volta sequenziato il tratto di DNA di interesse può essere confrontato con
librerie genomiche disponibili anche in rete per ipotizzare relazioni filogenetiche tra gli
individui; risulta di particolare utilità l’utilizzo di programmi di allineamento automatico di
sequenze come BLAST, anch’esso disponibile in rete.
Recentemente la messa a punto di saggi quantitativi come la real-time PCR consentono la
determinazione della concentrazione di cianobatteri (o la % all’interno della popolazione totale)
mediante il rilevamento del segnale di fluorescenza, proporzionale alla quantità di amplificato,
emesso da sonde disegnate all’interno di specifici geni marker (Ouellette et al., 2003). La
quantificazione del cDNA è poi fondamentale per lo studio della espressione dei geni (RT-PCR:
Reverse Transcriptase-PCR); infatti dato che molte funzioni dei cianobatteri sono influenzate
dalle condizioni ambientali (luce, temperatura, presenza di nutrienti) non è sufficiente che i geni
relativi alla produzione della cianotossina siano presenti, perché la modulazione della loro
espressione potrebbe corrispondere a variazioni nell’efficienza di sintesi della cianotossina e in
ultima analisi in una differenza del potenziale di tossicità di una fioritura.
Metodi molecolari nella identificazione tassonomica
La caratterizzazione molecolare dei cianobatteri è di particolare importanza
nell’identificazione tassonomica (a livello di genere, specie, ceppo) di questi microrganismi, che
hanno un elevato grado di variabilità fenotipica in relazione alle diverse condizioni ambientali, e
sono dunque di difficile classificazione. L’identificazione tassonomica si realizza mediante la
ricerca di specifiche sequenze marker diagnostiche nell’ambito di ogni phylum.
Una delle prime metodiche messe a punto che ha permesso approfondite analisi filogenetiche
sulle comunità batteriche in genere ed utilizzata per l’identificazione di batteri potenzialmente
tossici anche in ambiente ospedaliero, prevede l’amplificazione tramite PCR del gene per
l’RNA ribosomale 16S (rDNA 16S) (Neilan et al., 2002). Alla base di questa scelta sta la
constatazione che l’rDNA 16S presenta tassi di mutazione piuttosto bassi e costanti che lo
rendono un buon marcatore adatto ad approfondire le relazioni evolutive fra i microrganismi.
Dopo isolamento del materiale genetico da matrici, spesso eterogenee, si amplifica la miscela
di rDNA 16S mediante l’uso di primers universali, disegnati su regioni ben conservate del gene. In
generale con la PCR si ottiene un unico prodotto di amplificazione che, da solo, non è sufficiente a
61
discriminare tra specie diverse; il trattamento con endonucleasi di restrizione, tuttavia, è in grado
di generare un profilo di restrizione caratteristico e spesso diagnostico di una specie o, in alcuni
casi, anche di singoli ceppi (Neilan et al., 2002). Una tale metodica è ancora più valida quando si
analizzano le sequenze ITS (Internal Transcribed Spacer), in quanto la natura stessa di queste
regioni ad alta variabilità li rende buoni marcatori negli studi di tassonomia per distinguere ceppi
più vicini evolutivamente e quindi con elevati livelli di omologia.
Un altro gene utilizzato per la tassonomia è lo spaziatore intergenico dell’operone della
ficocianina (PC-IGS), che è stato identificato come regione potenzialmente ad alta variabilità
utile per la caratterizzazione dei cianobatteri a livello di ceppo. La ficocianina è un pigmento
accessorio dell’apparato fotosintetico PSII, ubiquitario nei cianobatteri, e dunque costituisce un
buon marcatore per il loro rilevamento all’interno di un campione ambientale. L’intero operone
contiene due geni codificanti per due subunità di bilina e tre polipeptidi linker (Figura 2).
PC-IGS
cpcB
cpcA
cpcC
cpcD
cpcE
3 peptidi linker
2 biline α e β
Figura 2. Schematica rappresentazione dell’operone PC
La sequenza IGS fra i due geni delle due subunità designate b (cpcB) e a (cpcA) viene
analizzata mediante PCR-RFLP e permette di ottenere una inequivocabile identificazione di un
isolato batterico a livello di genere, specie e di ceppo (Neilan et al., 1995).
Nella Figura 3 è mostrato uno schema di conduzione di un saggio per l’identificazione della
ficocianina e il relativo gel elettroforetico.
L’uso di queste tecniche permette di verificare la presenza di cianobatteri diversi all’interno
di una fioritura nella quale una specie sia predominante. Il dato può essere rilevante soprattutto
se la specie dominante è non tossica (es. A. flos aquae), al contrario delle minoritarie (es. M.
aeruginosa o A. issatschenkoi), tanto da indurre all’errore di pensare che non sia necessario
ricercare la presenza di tossine. Questo aspetto è stato evidenziato in uno studio di Saker et al.
(2005) che mostra come attraverso la ricerca di marcatori genetici genere-specifici sia stato
possibile rilevare l’organismo produttore della microcistina presente come contaminante in
alcuni integratori alimentari in commercio a base di A. flos aquae, organismo normalmente non
produttore di microcistina. Lo studio ha mostrato la presenza di M. aeruginosa in grado di
produrre la cianotossina identificata come contaminante.
Il rischio che microrganismi tossici vengano accidentalmente inclusi nella preparazione degli
integratori sussiste quando si utilizzano specie prelevate direttamente dall’ambiente naturale di
crescita, come A. flos aquae, che possono coesistere con altre specie presenti in quantità limitate
tanto da non essere evidenti all’analisi al microscopio.
L’impiego dei cianobatteri in quanto fonte di antiossidanti naturali è oggi in crescente
aumento sia in campo alimentare (integratori) che cosmetico (creme solari e prodotti antiageing). L’impiego di tecniche ad elevata sensibilità come la PCR è dunque di particolare utilità
e rilevanza nell’ambito delle procedure del controllo di qualità dei prodotti destinati ad uso
umano.
62
Campione ambientale
Cellule su filtro 0,2 µm
Estrazione DNA
PCR
Primer specifici per il genere Planktothrix
Elettroforesi su gel al 2%
1
2
3
4
5
6
Figura 3. Procedura per testare la presenza di Planktothrix in un campione ambientale.
La fotografia mostra il prodotto di amplificazione della regione PC-IGS usato come marcatore
genere-specfico: 1 = campione contenente Microcystis: assenza di amplificato; 2 = campione
contenente miscela di Microcystis e Planktothrix: debole amplificato; 3 e 4 = campione ad elevata
concentrazione di Planktothrix: prodotto abbondante; 5 = bianco; 6 = ladder
Monitoraggio di specie tossiche
mediante sonde molecolari
L’osservazione che il contenuto di microcistine in un lago mostri variazioni non solo
stagionali (Sivonen & Jones, 1999) ma anche in periodi molto più brevi (Kurmayer &
Kutzenberger, 2003) e il fatto che i livelli di cianotossina non possano essere correlati
direttamente alla biomassa dei cianobatteri produttori (Kurmayer et al., 2004) ha portato ad
ipotizzare che, unitamente a fattori ambientali in grado di modulare la produzione di tossina, le
fluttuazioni potessero essere imputate a dinamiche di popolazioni in grado di alterare il rapporto
relativo tra i genotipi tossico/non tossico. Inoltre la produzione di una particolare tossina non
risulta necessariamente legata ad un unico genere, ma spesso lo stesso gruppo di cianobatteri
produce più di una cianotossina. L’ipotesi di utilizzare metodi molecolari nel monitoraggio delle
specie tossiche ha trovato perciò applicazione affiancando alla ricerca di cianotossine
l’identificazione degli individui potenzialmente in grado di produrle.
Le cianotossine più ampiamente studiate sono le microcistine, eptapeptidi ciclici epatotossici
la cui attività biologica si esplica nell’inibizione delle fosfatasi di tipo 1 e 2A, a cui consegue
un’iperfosforilazione delle proteine del citoscheletro degli epatociti (Funari & Testai, 2008).
Probabilmente anche per questo motivo al momento sono considerate le cianotossine più diffuse
e più frequentemente associate a casi di avvelenamento di animali e di effetti sull’uomo. Gli
63
studi genetici non fanno eccezione e anche in questo settore le informazioni più abbondanti sono
disponibili per le microcistine.
Alla base della sintesi delle microcistine c’è la sintesi peptidica non-ribosomale che è stata
dimostrata nei cianobatteri anche per il tripeptide glutatione e per alcuni peptidi della parete. La
sintesi peptidica non-ribosomale è ottenuta per mezzo della funzione di tiotemplato di grandi
complessi a struttura modulare, chiamati peptide sintetasi non-ribosomali (NonRibosomial
Peptide Synthetase, NRPS), codificati da uno dei più grandi cluster genici batterici conosciuti, il
cluster genico mcy. In Microcystis comprende 10 geni trascritti con modalità bidirezionale.
Ciascun modulo è responsabile per la attivazione, la solfurazione, la modifica e la
condensazione di uno specifico amminoacido alla catena. Ben 45 delle 48 reazioni che
sequenzialmente partecipano alla sintesi delle microcistine fanno capo ai domini catalitici di sei
sintasi/sintetasi multienzimatiche (mcyA-E, G). Una rappresentazione schematica
dell’organizzazione genica dell’operone mcy in Microcystis è mostrata in Figura 4; mcyA-C
contengono cinque dei sette moduli che servono per la sintesi: sono ritenuti responsabili della
attivazione e della incorporazione successiva di Mdha, D-Ala, L-X, D-MeAsp, e L-Z durante la
biosintesi della microcistina; mcyE e G sono enzimi chimerici con funzione di peptide sintetasi
e polichetide sintasi e insieme a mcyD sono responsabili della sintesi dell’Adda (Dittmann &
Corner, 2005).
10
mcy J I H
mcyG mcyF
= Peptide sintetasi
30
20
mcyE
mcyD
= Polichetide sintasi
40
mcyA
50
mcyB
= Modifica
kb
mcyC
= Trasporto
Figura 4. Organizzazione del cluster mcy per la biosintesi delle microcistine in Microcystis
Ortologhi dei geni mcy per la microcistina sintetasi sono stati caratterizzati e sequenziati in
molti altri cianobatteri tossici inclusi Planktothrix, Nostoc, Anabaena e Nodularia (Dittmann &
Corner, 2005); ciò ha permesso la messa a punto di vari disegni sperimentali per la
determinazione della presenza dei geni responsabili della produzione della microcistina con
metodiche molecolari.
Sebbene il core del cluster genico mcy sia abbastanza conservato nella scala evolutiva, alcuni
geni e/o parti di essi sono soggetti alla presenza di mutazioni ed eventi ricombinanti con una
frequenza maggiore rispetto ad altri geni definiti housekeeping e conseguentemente ad una più
elevata variabilità. Microcystis e Planktothrix ad esempio mostrano un livello di variabilità
particolarmente elevato in 2 moduli NPRS (il 2° di mcyA ed il 1° di mcyB), che è stato associato
almeno parzialmente alla possibilità di produrre diversi congeneri di microcistine da parte dei
singoli ceppi.
La determinazione della presenza di cianobatteri produttori di microcistine si realizza
attraverso PCR combinata a RFLP o all’analisi di sequenza per l’assegnazione al ceppo di
origine.
In uno dei primi studi di fingerprinting genetico su Microcystis (Kurmayer et al., 2003) la
PCR è stata applicata per evidenziare la presenza di due specifiche sequenze: la regione dello
64
spaziatore intergenico entro l’operone PC per la classificazione del genere, e la regione mcyB
per evidenziare i ceppi tossici.
Nell’applicazione dei metodi genetici è di fondamentale importanza della scelta del marker
“giusto” nell’individuazione dei ceppi tossici: è stata, infatti, evidenziata l’esistenza di alcuni
geni mcy anche in organismi non produttori di microcistine, che evidentemente avevano quei
geni, ma difettavano di altri per cui il cluster biosintetico era incompleto (falso positivo);
parallelamente, ceppi che erano stati erroneamente considerati non tossici per la presenza di
mutazioni entro il cluster sia in Microcystis che in Planktothrix hanno mostrato la capacità di
produrre cianotossina. A tale proposito, un recente studio (Mbedi et al., 2005) ha identificato
mcyB e mcyE come validi marcatori per la discriminazione di cianobatteri del genere
Planktothrix produttori di tossina, in quanto è stata osservata una correlazione positiva fra
numero di copie di mcyB e mMcyE e contenuto in microcistine nelle acque analizzate, mentre
altri marcatori all’interno del cluster possono a volte generare falsi negativi (mcyA) o falsi
positivi (mcyT, mcyTD) (Tabella 1).
Tabella 1. Analisi di marcatori mcy in relazione alla presenza di microcistine
in differenti ceppi di P. agardhii e P. rubescens
Ceppo
P. agardhii HUB076/A1
P. agardhii LAN2
P. agardhii Max01
P. agardhii Max02
P. agardhii Max08
P. rubescens BL1
P. rubescens BL11
P. rubescens HUB148
microcistina
mcyT
mcyTD
mcyA
mcyB
mcyE
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
-
+
+
+
+
+
+
+
+
In particolare il ruolo di mcyE come marcatore di ceppi tossici ha trovato plausibilità
biologica nel fatto che codifica per il dominio coinvolto nella biosintesi dell’Adda e
nell’incorporazione del D-Glu nelle microcistine, la cui presenza ha un ruolo chiave per la
tossicità (Vaitomaa et al., 2003; Rantala et al., 2006).
Accanto a metodiche molecolari “classiche” sono state messe a punto tecniche di real-time
PCR (qPCR) che permettono di ottenere risultati quantitativi e non solo qualitativi nella
determinazione dei genotipi tossici presenti in un campione ambientale. In uno di questi studi
(Kurmayer et al., 2003) un saggio TaqMan è stato applicato in Microcystis per quantificare il
numero di individui mcyB-positivi rispetto a tutti quelli che hanno il gene PC ottenendo così una
stima del numero di genotipi potenzialmente tossici rispetto alla concentrazione della
popolazione generale. Per quantificare il numero di copie di individui PC-positivi e mcy-positivi
presenti in un campione ambientale eterogeneo è necessario costruire precedentemente una
curva standard per ogni genotipo target utilizzando diluizioni seriali di una coltura pura a
concentrazione nota. Una simile procedura è stata utilizzata per quantificare cellule produttrici e
non produttrici di microcistina in Microcystis, Anabaena e Planktothrix. Questo è stato
l’approccio da noi utilizzato in uno studio tuttora in corso per seguire il fenomeno delle fioriture
cianobatteriche dovute a P. rubescens nelle acque del lago di Gerosa. Nel corso di un anno di
rilevamenti è stato possibile descrivere le oscillazioni di numerosità degli individui tossici e non
tossici in relazione alla presenza di microcistine nelle acque. Lo studio ha evidenziato in alcuni
casi che il picco di concentrazione delle microcistine totali non corrispondeva al picco
numerosità degli individui. Dati preliminari (Tabella 2) indicano che tale sfasamento tra il
65
numero degli individui e la produzione della microcistina potrebbe essere parzialmente spiegato
con una variazione della percentuale degli individui ‘tossici’ (in grado cioè di produrre la
cianotossina) rispetto a quelli ‘non tossici’ (Funari et al., 2007).
Tabella 2. Quantificazione mediante real-time PCR dei genotipi mcyB positivi rispetto alla popolazione totale di P. rubescens nel lago di Gerosa nei mesi di novembre e dicembre 2006
Novembre
(superficie)
Metodo
Dicembre
(superficie)
Microcistine (µg/L)
ELISA
LC/MS/MS
N. cellule (106)
Microscopio invertito
44
3,7
mcyB vs Pc (%)
qPCR
31
63,7
1,28
0,046
2,04
0,4
ELISA: Enzyme Linked Immunosorbent Assay; LC/MS/MS: Liquid Chromatography/Tandem Mass Spectrometry
Recentemente, la messa a punto di metodiche di RT-PCR nei saggi di espressione genica ha
reso possibile una più completa caratterizzazione dei ceppi tossici, poiché è stato osservato che
la produzione di tossine può essere indotta o repressa in risposta a specifici stimoli ambientali
come l’abbondanza o scarsità di nutrienti (fosforo, azoto, ferro). In particolare è stata fatta
l’ipotesi che l’espressione dei geni della biosintesi della microcistina non sia la sola ad essere
modulata da fattori ambientali. Infatti, l’esistenza di un gene che codifica per un trasportatore
ABC di membrana nel cluster genico potrebbe suggerire che un aumento della sua espressione
incrementerebbe il trasporto attivo della microcistina in sede extracellulare, in seguito al quale
la cellula aumenterebbe la sintesi della tossina per mantenere costante il contenuto
intracellulare, per ragioni legate ad un ancora non chiaro ruolo fisiologico delle cianotossine.
Alcuni studi (Tonk et al., 2005) evidenziano come la produzione di microcistine sia
incrementata in modo consistente anche in risposta a una aumentata irradiazione solare sia in
Microcystis che in Planktothrix; la produzione di tossine risulta dunque aumentata nei mesi
estivi, cioè nel periodo in cui le attività ricreative nei corpi idrici sono maggiormente
frequentate.
L’approccio molecolare nell’ambito del monitoraggio di corpi idrici interessati da fioriture di
cianobatteri può dunque offrire un potente strumento per monitorare il fenomeno sin dalle fasi
più precoci per una migliore gestione della qualità delle acque potabili e di balneazione.
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67
VALUTAZIONE DEL RISCHIO ASSOCIATO
ALLA ESPOSIZIONE A CIANOTOSSINE
Enzo Funari, Emanuela Testai
Introduzione
L’uomo può essere esposto alle cianotossine attraverso diverse vie, la principale delle quali è
quella orale, a seguito dell’ingestione di alcuni alimenti (prodotti ittici, prodotti agricoli), di
supplementi alimentari (capsule e pillole contenenti estratti/liofili di cianobatteri), di acque
potabili o dell’ingestione accidentale o involontaria di acque ad uso ricreazionale. Tuttavia
l’esposizione alle cianotossine può avvenire anche attraverso la via cutanea e inalatoria (attività
ricreative e professionali in acque contaminate, uso domestico delle acque, es. doccia). Esiste
poi la possibilità di esposizione attraverso la via parenterale, quando acque provenienti da corpi
idrici superficiali vengono utilizzate per emodialisi: pur essendo meno frequente ed interessando
un gruppo specifico e ristretto di individui (i pazienti sottoposti al trattamento terapeutico),
questa via di esposizione rappresenta, per le sue caratteristiche, un rischio maggiore per i
soggetti esposti.
Il processo di valutazione del rischio segue procedure consolidate e adottate dalle varie
organizzazioni internazionali (Funari & Testai, 2007). In accordo a tali procedure, per valutare
adeguatamente il rischio per la salute derivante dall’esposizione alle cianotossine è
indispensabile disporre delle informazioni relative al loro profilo tossicologico, provenienti sia
da studi su modelli animali che da dati sull’uomo, e da studi epidemiologici, oltre che di misure
del livello di esposizione rappresentative e rilevanti per i vari scenari da considerare.
Proprietà tossicologiche delle cianotossine
Una visione sinottica delle principali caratteristiche tossicologiche delle varie cianotossine è
presentata nelle Tabelle 1 e 2; per una descrizione dettagliata dei vari aspetti (meccanismo di
azione, tossicocinetica, tossicità acuta e per dosi ripetute, genotossicità, cancerogenesi e
tossicità dello sviluppo) si rimanda ad una rassegna recentemente pubblicata (Funari & Testai,
2008).
Dal punto di vista tossicologico le cianotossine più studiate sono sicuramente le microcistine
(MC) e tra queste la maggior parte dei dati sono disponibili per uno dei 70 congeneri, la MCLR, che sulla base dei risultati di tossicità acuta è uno dei più epatotossici. Per questo motivo,
non avendo disponibili dati sugli altri congeneri e anche sulle nodularine (che condividono
bersaglio e meccanismo di azione con le MC), spesso si parla di livelli espressi come MC-LR
equivalenti, pensando all’applicazione di un approccio conservativo nei confronti della
protezione della salute. È tuttavia ancora da dimostrare che il ranking di tossicità delle MC
stabilito in base agli effetti acuti sia estrapolabile come tale anche agli effetti a breve e lungo
termine.
68
69
50-1200 (in
dipendenza del
congenere)
50
2100 (24 h)
200 (6 giorni)
375
330
20-40
10-20
40-190 mg/kg
pc
Microcistine(MC)
Nodularine (NOD)
Cilindrospermopsina
(CYN)
Anatossina-a (ATX-a)
Omoanatossina-a
Anatossina a-(s)
Saxitossine (STX)
Endotossine LPS**
ND
263 (topo)
ND
5000
4400-6900
(2-6 giorni)
ND**
5000
LD50 orale
(µg/kg p.c.)
Pelle e mucose
(irritazione, effetti topici)
Sistema neuromuscolare
(blocco dei canali ionici di membrana)
Effetti acuti sull’uomo:
144-304 µg/persona: sintomi lievi
456-1200 µg/persona: sintomi da moderati a
gravi (paralisi e decesso)
Sistema nervoso periferico (inibizione della
acetilcolinesterasi ed ipereccitabilità nervosa )
Simile alla anatossina-a
Sistema neuromuscolare
(legame al recettore nicotinico Ach ed effetti
depolarizzanti sulla membrana)
Rene e Fegato
(composto parentale: inibizione della sintesi
proteica; Metaboliti: meccanismo diverso ma
ancora non chiarito)
Fegato
(inibizione delle fosfatasi PP1 e PP2A )
Fegato
(inibizione delle fosfatasi PP1 e PP2A.
dosi alte: danni ai capillari sinusoidi
ed emorragia intraepatica;
dosi basse: induzione di proliferazione
cellulare e ipertrofia epatica)
Organo bersaglio e meccanismo di azione
*Le referenze bibliografiche sono rintracciabili in Funari & Testai,2008.
**i.p.= intraperitoneale; ND= Non Determinato; g.i. =gastrointestinale; LPS=lipopolisaccaridiche
LD50 i.p.**
(µg/kg p.c.)
Cianotossina
Non ci sono informazioni specifiche
Assorbimento g.i. rapido, ampia distribuzione e
passaggio della barriera emato-encefalica.
Escrezione rapida. Indicazioni indirette di
detossicazione Bioaccumulo elevato in
crostacei e molluschi.
Nessuna informazione diretta, ma possibile
assorbimento g.i.** rapido, degradazione ed
eliminazione rapide
Simile alla anatossina-a
Assorbimento g.i. rapido, degradazione ed
eliminazione rapide, limitato potenziale di
bioaccumulo
Molto idrofila. Trasporto attivo (sistema degli
acidi biliari) ma anche passivo.
Evidenze indirette di bioattivazione da
citocromo P450.
Escrezione urinaria
Non ci sono informazioni specifiche
(probabili similitudini con MC)
MC-LR: molto idrofila. Trasporto attivo sistema
degli anioni organici (OATP) e degli acidi biliari
Coniugazione con GSH nel fegato: i coniugati
sono molto meno tossici del parentale
Escrezione urinaria
Informazioni di tossicocinetica
Tabella 1. Caratteristiche tossicologiche delle principali cianotossine : tossicità acuta, meccanismo di azione e tossicocinetica*
ND**
(possibile riferirsi alla MC-LR)
30
(Topi; 11 settimane; gavaggio)
Nodularine (NOD)
Cilindrospermopsina
(CYN)
70
Non esiste un NOEL
Rischio cronico limitato
>510
(Topi; 54 giorni; acqua potabile)
Non esiste un NOEL
Non esiste un NOEL
Non esiste un NOEL
Rischio acuto > cronico
–
–
–
–
ND
60
ND
200
LOEL**
(µg/kg/g)
–
–
–
–
0,51
(UF=1000)
0,03
(UF=1000)
–
0,04
(UF**=1000)
ADI/TDI**
(µg/kg/g)
Non ci sono informazioni
Non genotossica: risultati
positivi secondari a
citotossicità
MC-LR: attività di promotore
tumorale (categoria 2B
secondo la IARC)
specifiche
Attività di promotore tumorale
(dati non sufficienti alla
classificazione secondo la
IARC)
Tossina parentale: non
genotossica: risultati positivi
secondari a citotossicità
Metaboliti: possibili effetti
genotossici
Cancerogenesi: non ci sono
dati affidabili
Genotossità/
Cancerogenesi
Attività teratogena in larve di
pesce e anfibio. Nessuna
informazione su mammiferi
Non tossica per la riproduzione e
lo sviluppo
Nessun effetto evidenziato al
momento
MC-LR pura: Non tossica per la
riproduzione e lo sviluppo.
Estratti: attività teratogena in rane
Tossicità riproduttiva
e dello sviluppo
*Le referenze bibliografiche sono rintracciabili in Funari & Testai, 2008.
**NOEL= No Observed Effect Level; LOEL = Low Observed Effect Level; ND= Non Determinato; UF= fattori di incertezza; ADI/TDI= dose giornaliera accettabile/tollerabile
Endotossine LPS
Saxitossine (STX)
Anatossina a-(s)
Omoanatossina-a
Anatossina-a
40
(MC-LR; topi; 13 settimane; gavaggio)
330
(MC-LR in estratti; topi; 13
settimane; orale-dieta)
Microcistine (MC)
Estratti di C. raciborskii più tossici
della CYN pura
NOEL** subcronico (µg/kg/g)
Cianotossina
Tabella 2. Caratteristiche tossicologiche delle principali cianotossine: tossicità ripetuta, genotossicità, cancerogenesi e tossicità riproduttiva*
Relativamente alla tossicità acuta questo approccio porta inevitabilmente ad una sovrastima
della tossicità di miscele di MC e NOD; per una valutazione più realistica è stato perciò
proposto (Wolf & Frank, 2002) di utilizzare un metodo simile a quello adottato per le miscele di
PCB e diossine, che prevede il calcolo di un fattore noto come Toxicity Equivalent Factor
(TEF) a partire dai dati tossicologici disponibili sui principali congeneri. Al congenere di
riferimento, la 2,3,7,8-TCDD che è il più tossico all’interno del gruppo, viene per definizione
assegnato un TEF=1; agli altri congeneri sarà assegnato un TEF (≤ 1) proporzionale al loro
potenziale tossicologico nei confronti della 2,3,7,8-TCDD. Moltiplicando poi il TEF per la
concentrazione dei corrispondenti congeneri presenti nella miscela e sommando i valori ottenuti
si otterrà la tossicità della miscela.
La tossina di riferimento può essere considerata la MC-LR, cosicché il suo TEF è =1. Il TEF
individuale di una tossina X può essere calcolato dal rapporto tra il valore di LD50 della MC-LR
e della tossina X, secondo l’equazione:
TEFX = LD50 MC-LR/ LD50X
Considerando di avere una miscela ipotetica composta da MC-LR (30 μg/L); MC-RR (100
μg/L) e MC-YR (15 μg/L) e NOD (20 μg/L), seguendo l’approccio conservativo, la tossicità
della miscela sarebbe considerata equivalente a quella dovuta alla presenza di 165 μg/L di MCLR. Se invece fosse applicato l’approccio descritto, il risultato indicherebbe una tossicità
equivalente molto inferiore, come esemplificato in Tabella 3.
Tabella 3. Applicazione del TEF ad una miscela di MC e NOD secondo l’approccio
proposto da Wolf & Frank (2002)
Tossina
MC-LR
MC-RR
MC-YR
NOD
Totale
Concentrazione (μg/L)
30
100
15
20
165
TEF
Equivalente di tossicità
1,0
0,1
1,0
1,0
30
10
15
20
75
Per quanto riguarda gli studi di tossicità per dosi ripetute, studi a lungo termine non sono
disponibili per alcuna cianotossina; una delle ragioni principali sta nella difficoltà di disporre di
quantità adeguate di cianotossine pure per i trattamenti previsti per un test secondo le linee
guida OECD. Lavorare con gli estratti non sembra la soluzione più idonea, anche perché in
molti casi gli estratti hanno mostrato un livello di tossicità maggiore rispetto alle cianotossine
pure, suggerendo che possano esserci altre componenti della cellula cianobatterica
corresponsabili degli effetti o in grado di interagire con le cianotossine, aumentandone la
tossicità (Falconer, 2007).
Molta attenzione è stata dedicata anche a presunti effetti genotossici e cancerogeni delle
cianotossine: in realtà, nella maggior parte dei casi gli effetti genotossici evidenziati in vivo ed
in vitro solo ad elevate concentrazioni sia di MC che di cilindrospermopsina (CYN) sono
secondari all’elevata citossicità. Tali effetti possono essere attribuiti alla attività di endonucleasi
in grado di frammentare il DNA a seguito dei fenomeni di necrosi (Rao et al., 1998; Zhan et al.,
2004; Humpage et al., 2005). La loro rilevanza è quindi marginale. I risultati positivi ottenuti
con estratti di cianobatteri ma non con la MC-LR purificata fanno ipotizzare che anche per gli
effetti genotossici gli estratti possano contenere altre componenti attive, diverse dalle
cianotossine (Ding et al., 1999). L’unica eccezione è rappresentata dai metaboliti prodotti dalla
bioattivazione P450-dipendente della CYN: in epatociti primari di topo metabolicamente
71
competenti sono stati ottenuti risultati positivi nel comet assay a dosi di CYN ≤ 0,05 μM, che
suggeriscono una possibile attività genotossicità non secondaria alla citotossicità (Humpage et
al., 2005). Dal momento che il test utilizzato dà indicazioni di lesioni pre-mutagene, non è
possibile trarre conclusioni definitive sulla genotossicità della CYN. Tuttavia, questo è
sicuramente uno dei settori nei quali è necessaria l’acquisizione di maggiori informazioni.
Relativamente agli effetti cancerogeni, la MC-LR che non ha attività di iniziazione, ha però
mostrato proprietà di promozione tumorale in modelli animali (Falconer, 1991; NishiwakiMatsushima et al., 1992; Wanght & Zhuth, 1996; Sekijima et al., 1999), che hanno indotto la
International Agency for Research on Cancer (IARC) a classificare la MC-LR come un
cancerogeno di classe 2B (IARC, 2006). I dati sulle nodularine e sulla CYN non sono sufficienti
per trarre conclusioni relative alle attività cancerogene di queste tossine.
Un altro settore non sufficientemente esplorato è lo studio delle proprietà tossicologiche
delle endotossine LPS (lipopolisaccaridiche). Gli effetti topici che sono stati associati a contatto
diretto con le tossine LPS dei cianobatteri, tra cui irritazioni cutanee e oculari, problemi di tipo
gastrointestinale e reazioni allergiche e infiammatorie, non sono mai stati dimostrati
sperimentalmente. Tali effetti sono stati attribuiti alle LPS cianobatteriche in analogia a ciò che
si verifica per contatto con le LPS presenti nella membrana dei batteri Gram negativi. Tuttavia
l’entità dell’analogia strutturale non è ancora nota, soprattutto rispetto alla componente lipidica,
che è responsabile del grado di tossicità nelle LPS batteriche.
Dati disponibili sull’uomo
L’uso di acque superficiali interessate da presenza di cianobatteri tossici per l’emodialisi
rappresenta un rischio notevole per i pazienti sottoposti a questo trattamento: la via di
esposizione di tipo parenterale aumenta notevolmente la possibile dose interna di tossine, che
entrano direttamente in circolo.
L’episodio di maggiore rilevanza sanitaria è stato riportato in Brasile, dove sono deceduti 56
pazienti dei 130 sottoposti a dialisi con acqua risultata poi contaminata da microcistine
(Jochimsen et al., 1998; Azevedo et al., 2002).
Acque potabili
In dipendenza dei livelli di cianotossine nelle acque grezze e dell’efficienza dei processi di
trattamento delle acque per la rimozione di cianobatteri e cianotossine disciolte, nelle acque per
uso umano può essere presente un ampio range di livelli di cianotossine. Alcuni episodi di
intossicazioni acute per consumo di acque contaminate hanno chiaramente dimostrato la
plausibilità di una tale eventualità (Tabella 4).
Relativamente al rischio cronico associato al consumo di acque contaminate, sono stati
condotti alcuni studi epidemiologici, ma le informazioni sono limitate e non permettono di
trarre alcuna conclusione. Infatti, in nessuno degli studi è stato possibile provare che le
cianotossine fossero il vero agente causale degli effetti osservati, ma semplicemente uno dei più
plausibili.
In alcune zone della Cina, in cui gli abitanti consumavano per uso potabile acqua di stagno o
di canale non trattata, sono state esaminate le possibili cause della incidenza (doppia rispetto ad
altre aree) di tumori primitivi del fegato (Ueno et al., 1996).
72
Tabella 4. Segnalazioni di effetti sull’uomo dovuti al consumo ad uso potabile di acque
contaminate in varie aree geografiche
Agente causale
Luogo
Effetti
Bibliografia
Fioritura di Anabaena e
Microcystis spp.
Brasile
2000 casi di gastro-enteriti
e 88 decessi in 42 giorni
Teixera et al., 1993
Trattamento di una fioritura di
Cylindrospermopis raciborskii
con solfato di rame
Australia
Byth, 1980;
140 bambini e 10 adulti
ospedalizzati per danni epatici Hawkins & Griffiths, 1993
e renali in 1 settimana.
Recupero completo
di tutti i pazienti
Firoriture di diversi
cianobatteri
Australia,
Austria
Danni epatici e gastroenteriti
Botes et al., 1985;
Fawell et al., 1993;
Zilberg, 1996;
El Saadi et al., 1995;
Falconer, 1989, 1994
È comunque facile intuire che il consumo di acqua non potabilizzata proveniente
direttamente da stagni e corpi idrici non controllati comporta la presenza di tanti e tali fattori di
rischio microbiologico e chimico, che è pressoché impossibile trovare un nesso causale tra i due
eventi. Inoltre il consumo da parte di quelle stesse popolazioni di cibi contaminati da aflatossina
B1, potente epatocancerogeno, rappresenta un ulteriore fattore confondente.
In Florida è stato condotto uno studio ecologico per valutare l’associazione tra rischio di
contrarre tumore epatico o colorettale e consumo di acque superficiali potenzialmente
contaminate da microcistine, utilizzando come popolazioni di controllo quelle che vivono in
aree contigue, dove si consuma acqua di pozzo, assumendo a priori similitudine per stile di vita
e caratteristiche demografiche. I risultati ottenuti non hanno permesso di provare né di negare
alcuna associazione eziologia (Fleming et al., 2001, 2002).
Alla luce della scarsa qualità dei dati epidemiologici disponibili, la IARC (2006) ha concluso
che non è possibile associare l’eccesso di rischio di tumori epatocellulari e colorettale, riportati
in alcuni studi, con l’esposizione alle MC.
Integratori alimentari
Recentemente si è andato diffondendo nei paesi industrializzati l’uso come integratori
alimentari di estratti di alghe verde-azzurre (Blue Green Algae Supplements, BGAS), in passato
diffuse in paesi orientali come Cina e India (Carmichael et al., 2000). Gli integratori,
principalmente a base di Aphanizomenon flos-aquae e Spirulina spp., vengono consumati per le
loro presunte attività di migliorare l’umore, aiutare nella perdita di peso durante diete
ipocaloriche e come fonte energetica (Jensen et al., 2001) e sono anche somministrati a bambini
in età scolare che soffrono di disturbi dell’attenzione e iperattività (sindrome della Attention
Deficit Hyperactivity Disorder, ADHD) come terapia alternativa. L’assunzione è strettamente
dipendente da scelte individuali e può difficilmente essere controllata per la valutazione della
esposizione.
Recentemente è stato pubblicato un caso di decesso in una donna 34enne per tossicità
epatica. Sebbene una diretta relazione causa-effetto non sia ancora stata stabilità con certezza, la
morte è stata correlata all’assunzione cronica di BGAS, di cui la paziente era abituale
consumatrice, dal momento che: i) i prodotti in suo possesso sono risultati contaminati da MC
73
(2,62-4,06 µg MC-LR equivalenti/g di peso secco); ii) sezioni epatiche della paziente sono
risultate positive ad analisi immunoistochimiche con anticorpi anti-MC; e iii) i danni epatici non
sono risultati compatibili con cirrosi da consumo di alcol, ma tipici degli effetti prodotti da MC
(Dietrich et al., 2007).
Acque di balneazione
Per quanto riguarda il rischio associato alle attività ricreative in acque di balneazione,
sembra opportuno premettere che in Paesi temperati, come il nostro, la stagione balneare è
limitata ai 4-5 mesi più caldi dell’anno. Questo tipo di esposizione non ha pertanto le
caratteristiche necessarie per prefigurare un rischio cronico.
È invece possibile che in certe situazioni l’esposizione a cianobatteri durante le attività
ricreative dia luogo ad effetti a breve termine, che sono stati, infatti, riportati in alcune
pubblicazioni scientifiche.
Un unico caso di decesso è stato a posteriori associato ad esposizione ad anatossina-a da un
coroner negli Stati Uniti. Un ragazzo avrebbe ingerito involontariamente acqua contaminata da
questa cianotossina in uno stagno di un campo da golf (la tossina era stata rilevata nel fegato).
Tuttavia questa associazione è caratterizzata da rilevanti incertezze, soprattutto in relazione al
lungo tempo di latenza tra esposizione e decesso (circa 48 ore), inconsistente con i tempi
nettamente inferiori osservati negli animali di laboratorio (Stewart et al., 2006b).
A seguito di esposizioni a cianobatteri nelle acque di balneazione sono stati riportati effetti
sui bagnanti quali forti emicranie, polmoniti, febbre, mialgia, vertigini, formazione di vescicole
(Dillenberg & Dehnel, 1960; Carmichael et al., 1985; Stewart et al., 2006c, Turner et al., 1990).
In un episodio, 10 su 20 soldati esposti ad un’intensa, prolungata attività di nuoto e canottaggio
in un invaso infestato da una fioritura di Microcystis, riportarono vari sintomi respiratori, inclusi
due casi di polmonite (Turner et al., 1990).
In uno studio epidemiologico condotto in Australia, non sono risultate significative le
differenze nei sintomi tra esposti e non esposti a due giorni dall’esposizione mentre sono
risultate significative dopo sette giorni dall’esposizione a densità di cianobatteri superiori a
5000 cellule/mL (Pilotto et al., 1997). Tuttavia, questo studio mostra diverse limitazioni, come,
ad esempio, il numero ridotto di individui esposti e non. È stato anche osservato che le reazioni
allergiche ritardate attribuite all’esposizione ai cianobatteri, osservate dopo 7 giorni, non
sarebbero compatibili con i tempi tipici di queste reazioni, generalmente 4-24 ore
dall’esposizione (Stewart et al., 2006b).
In tre studi analitici condotti nel Regno Unito su 6 corpi idrici, 5 dei quali infestati da
fioriture di cianobatteri, è emerso un quadro abbastanza comune: gli effetti osservati in tutti i
casi erano comunque riconducibili a forme minori di morbidità (Philipp, 1992; Philipp & Bates,
1992).
A seguito di un’estesa fioritura di Anabaena circinalis in un corpo idrico in Australia, è stato
riportato un aumento significativo del rischio di disturbi gastrointestinali e dermatiti in persone
che avevano utilizzato le acque grezze non trattate per uso domestico ma non in coloro (soltanto
50) che praticarono attività ricreative nel corpo idrico (El Saadi et al., 1995).
In uno studio prospettico, 1331 persone furono reclutate per studiare possibili effetti associati
all’esposizione ai cianobatteri in 19 corpi idrici utilizzati per attività ricreative in Australia e in
Florida (Stewart et al., 2006b). Fu osservato un aumento significativo del rischio di sintomi
respiratori e altri sintomi minori tra i soggetti esposti ai livelli più elevati di cianobatteri. Una
relazione simile ma non significativa fu osservata per sintomi come febbre, dermatiti e otiti.
Soltanto raramente le cianotossine vennero rilevate nelle acque utilizzate per attività ricreative;
74
quando presenti i livelli di MC, CYN e anatossina-a erano generalmente bassi (intorno ad 1
µg/L), molto inferiori ai valori in grado di causare effetti sistemici.
A proposito degli effetti cutanei riportati in diversi studi, sembra opportuno rilevare che
questi sono fortemente suggestivi di reazioni allergiche e che almeno alcuni dei sintomi
osservati (come riniti, asma, congiuntiviti e urticaria) indicano una risposta dovuta a
ipersensibilità immediata, probabilmente attribuibile ad una cascata di azioni scatenate
all’azione infiammatoria delle citochine, consistente con le reazioni infiammatorie attribuite alle
endotossine LPS. Non è possibile tuttavia escludere il ruolo dei batteri Gram negativi, come
agenti eziologici per questi effetti, poiché anch’essi sono produttori di queste tossine. Infine,
sembra opportuno rilevare che sintomi come dermatiti ed effetti gastrointestinali possono essere
erroneamente attribuiti all’esposizione alle cianotossine ma potrebbero essere causati anche da
altri agenti, come ad esempio alcuni composti organici rilasciati dalla lisi delle cellule dei
cianobatteri (aldeidi, terpenoidi, chetoni, ecc.) che hanno proprietà irritanti e sensibilizzanti e
altri fattori di rischio presenti nelle acque interne come la cercaria avicola, altri batteri e/o virus,
ecc. (Stewart et al., 2006a).
Sulla base dei dati aneddotici, epidemiologici e tossicologici (come illustrato di seguito)
disponibili, sembra possibile concludere che il rischio di effetti gravi per la salute dei bagnanti è
posto dai cianobatteri soltanto quando sono presenti in forma di fioriture o schiume.
Non sono disponibili studi riguardanti i possibili effetti sulla salute umana associati ad altre
fonti di esposizione (es. prodotti ittici).
In conclusione, i dati disponibili mostrano che l’esposizione ad elevati livelli di alcune
cianotossine e/o altri prodotti dei cianobatteri è in grado di causare effetti gravi (anche molto
gravi) alla salute delle persone esposte (es. emodialisi, acque potabili, balneazione, supplementi
alimentari). Tuttavia, nel loro insieme, i dati sull’uomo sono molto carenti, certamente non
sufficienti per una valutazione esauriente del rischio associato all’esposizione, in particolare
cronica, alle cianotossine.
Queste carenze possono essere almeno in parte colmate utilizzando le conoscenze acquisite
attraverso gli studi disponibili riguardanti le caratteristiche tossicologiche delle cianotossine.
Sulla base di queste conoscenze sono possibili le seguenti valutazioni del rischio, in relazione
alle diverse tipologie di esposizione note alle cianotossine.
Rischio cronico
Il valore di dose giornaliera accettabile/tollerabile per esposizioni a lungo termine
(Acceptable Daily Intake/Tolerable Daily Intake, ADI/TDI), può essere ricavato seguendo
l’approccio utilizzato a livello internazionale da varie organizzazioni (U.S. Environmental
Protection Agency, EPA; Unione Europea) e seguito anche dall’Organizzazione Mondiale della
Sanità (OMS).
Generalmente il valore di TDI si ottiene dal rapporto tra il NOEL tossicologicamente
rilevante e una serie di fattori di incertezza (Uncertainty Factors, UF) che tengano conto delle
incertezze del dato sperimentale e dei possibili fattori di variabilità, utilizzando considerazioni
di tipo conservativo per dare adeguati margini di sicurezza alla protezione della salute
dell’uomo:
TDI= NO(A)EL / UF .
Di seguito viene effettuato il calcolo del valore di TDI per la MC-LR, la CYN e la ATX-a,
per le altre tossine non esistono dati tali da poter ricavare una TDI:
75
– MC-LR
In assenza di uno studio di tossicità cronica, è stato considerato come valido il valore di
NOEL (No Observed Effect Level) subcronico quello derivante dallo studio a 13
settimane sul topo pari a 40 µg/kg pc/giorno (Fawell et al., 1999a). La scelta di questo
NO(A)EL (No Observed Adverse Effect Level) rappresenta un esempio della applicazione
dell’approccio conservativo; infatti è stato derivato da uno studio sul topo, che almeno
rispetto agli effetti acuti della MC-LR si è dimostrato più sensibile rispetto al ratto; nello
studio le dosi testate sono molto distanti e il LO(A)EL (Lowest Observed Adverse Effect
Level) (dose immediatamente superiore al NOAEL) è 200 µg/kg pc/giorno con effetti
molto leggeri e presenti solo in un numero limitato degli animali trattati, per cui il valore
di NOAEL potrebbe essere verosimilmente più elevato di 40 µg/kg pc/giorno; infine la
via di esposizione è il gavaggio piuttosto che la somministrazione attraverso la dieta.
Quest’ultima modalità di trattamento è stata utilizzata in un altro studio subcronico che ha
fornito un NOAEL più alto (300 µg/kg pc/giorno), sulla base del fatto che il gavaggio
introduce una dose ‘bolo’ nel tratto gastrointestinale con il raggiungimento di dosi interne
più elevate, mentre attraverso la dieta l’introduzione è graduale e i sistemi di
detossificazione possono essere più efficienti.
Al valore del NOAEL si applica un fattore di incertezza di 1000 dovuto alla
moltiplicazione di 3 fattori pari a 10 che tengono conto:
1) della variabilità interspecifica (i dati sono ottenuti su animali sperimentali e si
considera, a scopo puramente cautelativo, che l’uomo possa essere più sensibile);
2) della variabilità intraspecifica (si considera che all’interno della popolazione
umana possano essere presenti individui più suscettibili per età come bambini e
anziani, stati fisio-patologici e per caratteristiche genetiche e/o acquisite);
3) della mancanza di dati di tossicità cronica (lo studio subcronico corrisponde a circa
1/6 dell’intero arco della vita del topo) e delle proprietà biologiche della tossina.
Dall’applicazione dei suddetti fattori di sicurezza si ottiene la TDI per la MC-LR di 0,04
µg/kg pc/giorno (quindi 2,4 µg per una persona di 60 kg di peso). Questo vuol dire che
un’assunzione fino a 2,4 µg di MC-LR/persona ogni giorno per l’intero arco della vita
non comporta un rischio sanitario apprezzabile.
– CYN
Anche in questo caso non esistono studi di tossicità cronica. Il valore di NOEL
subcronico più rilevante è quello pari a 30 µg/kg pc/giorno, derivato da uno studio in cui
l’effetto critico considerato è una variazione del peso del rene (Humpage & Falconer,
2003). A questo valore, analogamente a quanto descritto per la MC-LR, è applicato un
fattore di incertezza di 1000 che tiene conto della variabilità inter- e intra-specifica e della
mancanza di dati di tossicità cronica. Dall’applicazione dei suddetti fattori di sicurezza si
ottiene la TDI di 0,03 µg/kg pc/giorno; quindi 1,8 µg per una persona di 60 kg di peso.
Questo vuol dire che un adulto può assumere fino a 1,8 µg di CYN ogni giorno per
l’intero arco della vita senza che tale ingestione comporti un rischio sanitario
apprezzabile. Questo valore di TDI deve essere considerato provvisorio: infatti, nel
momento in cui dovessero essere dimostrate proprietà mutagene e/o cancerogene della
CYN, al momento non ancora chiare, si renderebbe necessario aggiornarlo.
– ATX-a
Sulla base degli studi disponibili, l’OMS ha considerato che i dati di tossicità ripetuta non
sono sufficienti per calcolare una vera TDI (Falconer et al., 1999b). Infatti, negli studi per
via orale disponibili (durata 4-7 settimane) non sono mai stati evidenziati effetti tossici
76
anche alle dosi più alte saggiate (fino a 510 µg/kg pc/d) (Astrachan et al., 1980): non è
stato perciò possibile calcolare un vero e proprio NOEL, dal quale ricavare la TDI.
Tuttavia, per le considerazioni sopra esposte, sembra ragionevole ipotizzare che gli effetti
cronici per la salute umana siano meno rilevanti rispetto a quelli acuti. Prendendo come
range di valori provvisori di NOAEL 120-510 µg/kg pc/d (pur sapendo che il valore reale
è sicuramente più elevato e quindi assumendo un atteggiamento conservativo) e
applicando un fattore di incertezza di 1000 (100 per la variabilità inter- e intraspecifica e
altri 10 per la mancanza di dati di tossicità cronica) si otterrebbero TDI di 0,12-0,51
µg/kg pc al giorno.
In quei casi nei quali acque interessate da fioriture di cianobatteri in corpi idrici superficiali
siano utilizzate a scopo potabile, può configurarsi un rischio da esposizione cronica alle
cianotossine. Tuttavia i trattamenti di potabilizzazione ai quali sono sottoposte le acque
superficiali prima della loro distribuzione dovrebbero essere condotti in modo da ottenere una
forte riduzione dei livelli delle cellule dei cianobatteri e delle cianotossine disciolte (Dietrich &
Hoeger, 2005). Ovviamente dovrebbero essere evitate le condizioni, come ad esempio l’uso di
alcuni disinfettanti, in grado di causare la lisi cellulare con il conseguente rilascio delle tossine
(Jones & Orr, 1994). I trattamenti di potabilizzazione sono oggi in grado di rimuovere >99%
delle cellule e delle cianotossine disciolte nelle acque grezze, ma dovrebbero comunque essere
calibrati sulla base delle conoscenze sul corpo idrico e in relazione al contenuto delle
cianotossine totali e di quelle disciolte in acqua. La somma del contenuto intracellulare e delle
cianotossine disciolte è generalmente l’indice di esposizione più rilevante nella valutazione del
rischio, tuttavia in alcuni casi è necessario differenziare tra forma particolata e disciolta. Ad
esempio, quando i processi di potabilizzazione in atto sono capaci di rimuovere efficacemente
solo le cellule di cianobatteri, il livello di tossine disciolte diventa il parametro di esposizione
umana più rilevante. Il contenuto intracellulare delle MC è generalmente più alto della
concentrazione di tossine disciolte nell’ambiente circostante (van Apeldoorn et al., 2007;
Ibelings & Chorus, 2007), dove sono solo parzialmente rilasciate attraverso processi di trasporto
attivo (Rapala et al., 1997). Al contrario la CYN spesso viene ritrovata in acqua a
concentrazioni paragonabili e anche più elevate di quelle intracellulari (Rücker et al., 2007); per
le altre cianotossine non sono disponibili informazioni attendibili sulla proporzione relativa di
tossina disciolta in acqua rispetto al totale. Quando le fioriture sono in fase di decadimento o in
seguito all’uso di agenti lisanti, è possibile che le concentrazioni di tossine disciolte siano
piuttosto elevate (van Apeldoorn et al., 2007; Jones & Orr, 1994): il fenomeno è comunque
limitato nel tempo a causa della forte diluizione all’interno del corpo idrico, del rimescolamento
operato dal vento e da fenomeni di adsorbimento ai sedimenti e di (bio)degradazione.
Acque potabili
La possibilità di esposizione umana a MC attraverso l’acqua potabile è stata considerata
dalla OMS, che ha derivato a partire dalla TDI di 0,04 µg/kg pc/giorno relativa alla MC-LR, un
valore guida (Guidance Value, GV) di 1 µg/L per la concentrazione della MC-LR, avendo
considerato che l’assunzione attraverso l’acqua potabile rappresenti l’80% della assunzione
totale (Allocation Factor, AF) ed un consumo di 2 L di acqua/giorno per una persona di 60 kg di
peso.
GV =
TDI × peso corporeo × AF 0,04μg/kg × 0,8 × 60 kg
≅ 1μg/L
=
consumo giornaliero (C)
2L
77
Non avendo a disposizione TDI relative agli altri congeneri, è stato proposto di estendere il
GV al contenuto di MC totali (Chorus & Bartram, 1999). Considerando che la MC-LR è tra i
congeneri più tossici, relativamente alla tossicità acuta, considerare che il livello di cianotossine
totali sia espresso in equivalenti di MC-LR rappresenta un approccio conservativo per la
protezione della salute.
L’OMS non ha definito GV per altre cianotossine. Tuttavia partendo dai dati tossicologici
disponibili e utilizzando lo stesso tipo di approccio è possibile ricavare valori indicativi sia per
la ATX-a e per la CYN.
Nel caso della ATX-a, pur non essendo stato identificato un NOEL per la tossicità
subcronica, visto che nel range di concentrazioni 120-510 µg/kg pc/giorno non sono
evidenziabili effetti (Astrachan et al., 1980; Fawell et al., 1999b), è possibile considerare il
valore più alto saggiato come un NOEL, per ricavare una TDI provvisoria di 0,51 µg/kg pc/g, e
un GV ≅ 12 µg/L (Duy et al., 2000). Partendo da questo valore di TDI provvisoria, è stato
proposto che un valore guida di 1 µg/L per la concentrazione massima nell’acqua potabile
fornirebbe un margine di sicurezza adeguato alla protezione della salute di popolazioni
potenzialmente esposte (Fawell et al., 1999b).
Relativamente alla CYN, dal valore di TDI=0,03 µg/kg pc/giorno, calcolata sulla base del
NO(A)EL subcronico (Humpage & Falconer, 2003), e considerando una percentuale di
assunzione attraverso l’acqua da bere del 90% (dovuta essenzialmente alla carenza di
informazioni su una possibile esposizione attraverso cibi contaminati o altre fonti) si può
ricavare un GV= 0,81 µg/L, che può essere arrotondato a GV= 1 µg/L (Codd et al., 2005).
Dieta
Un’altra fonte di esposizione cronica alle cianotossine è rappresentata dalla dieta: le
cianotossine potrebbero essere ingerite attraverso:
– le carni e/o il latte degli animali che si siano abbeverati con acque contaminate;
– il consumo di vegetali irrigati con acque contaminate;
– il consumo di prodotti ittici.
Il rischio proveniente dal consumo di carni e latte non sembra essere significativo dai dati
disponibili. Infatti, i risultati di studi su bovini trattati con MC o estratti di M. aeruginosa
indicano l’assenza di residui nelle carni e nel latte (Orr et al., 2001; Feitz et al., 2002). Non sono
disponibili dati per le altre cianotossine.
Il possibile accumulo di cianotossine in prodotti vegetali, specialmente a foglia larga, è stato
inizialmente ipotizzato sulla base di un lavoro nel quale piante di lattuga erano irrigate con
acque contenenti fioriture e schiume di M. aeruginosa. L’analisi dei liofili del materiale ottenuto
dalla fioritura indicavano la presenza di equivalenti di MC-LR fino a 3,23 μg/mg peso secco
(Codd et al., 1999). Dopo 10 giorni dall’ultima irrigazione, furono trovati in estratti delle foglie
di lattuga non lavati livelli di MC-LR tra 0,094 e 2,487 μg/g peso secco, che gli stessi autori
attribuiscono con buona probabilità al contenuto intracellulare di cellule di cianobatteri
depositate sulle foglie. Anche se in questo specifico caso si può considerare che i cianobatteri
possano venire facilmente rimossi con le semplici operazioni di lavaggio delle verdure prima
del consumo, altri lavori si sono interessati al possibile assorbimento delle tossine disciolte da
parte di piante. Estratti di piantine di rapa e riso esposte ad acque contenenti MC-LR equivalenti
fino a 3 mg/L contenevano livelli di MC proporzionali ai livelli di esposizione con livelli
massimi di 651 e 5,4 ng/g peso fresco rispettivamente di rapa e riso (Chen et al., 2004). Lo
studio quindi mostra che, seppur con marcate differenze di specie, alcuni vegetali possono
trattenere MC presenti nelle acque di irrigazione.
78
Negli studi appena descritti vengono comunque utilizzate acque interessate da livelli di MC
corrispondenti a fioriture sostenute e a schiume. Non solo questo non può che essere un evento
episodico e di durata limitata per poter essere rilevante per un consumo cronico, ma quei livelli
di MC sono in grado di inibire la crescita delle piante e di causare fenomeni visibili di
fitotossicità (presenza di foglie gialle e brune), che ovviamente limitano la possibilità che tali
prodotti possano venire consumati dalla popolazione (Chen et al., 2004). Quando invece
vegetali come i broccoli siano stati irrigati con acque contenenti livelli di MC tipicamente
misurati in acque superficiali (1-10 μg/L), le tossine sono rilevabili solo nelle radici, a livelli che
non corrispondono ad alcun rischio apprezzabile per la salute umana (Järvenpää et al., 2007).
L’insieme dei dati disponibili indica che il consumo di prodotti vegetali non rappresenta un
rischio per la salute, anche se sembra ragionevole sconsigliare l’uso irriguo per acque
chiaramente interessate da forti fioriture e schiume per piante ad uso alimentare.
Le MC possono accumularsi negli organismi acquatici e il loro consumo può rappresentare
un problema significativo per la salute umana (Duy et al., 2000), anche in seguito alla
possibilità di accumulare lungo la catena alimentare. Dall’analisi dei dati disponibili sono state
rilevate le seguenti concentrazioni massime di MC nelle parti eduli di pesci, nei crostacei e nei
mitili: 300, 2700 e 16000 μg/kg, rispettivamente (Dietrich & Hoeger, 2005). Recentemente un
valore anche più alto di MC (370 μg/kg) è stato riportato come livello di contaminazione nella
carpa (bighead carp) pescata in un lago cinese (Chen et al., 2007). Per le altre cianotossine
invece le informazioni sono molto carenti, ma, data l’instabilità delle anatossine, è ragionevole
pensare che un loro accumulo nei prodotti ittici sia altamente improbabile.
Gli organismi acquatici (pesci, molluschi bivalvi crostacei e altri macroinvertebrati) possono
accumulare le cianotossine attraverso l’ingestione di cianobatteri e/o di cibo contaminato o
assorbendo le tossine disciolte attraverso la via transdermica. Quest’ultima via di esposizione
potrebbe essere particolarmente rilevante per la CYN, che si trova spesso preferenzialmente in
forma disciolta piuttosto che localizzata all’interno delle cellule batteriche (Preussel et al., 2006;
Rücker et al., 2007). Nel caso delle MC, sebbene concentrazioni elevate siano state misurate in
acqua in seguito alla lisi di fioriture superficiali senescenti o per l’uso di agenti in grado di
produrre lisi, può essere ragionevolmente assunto che l’esposizione del biota a livelli elevati di
MC disciolte sia un evento poco frequente e comunque di durata molto limitata (Ozawa et al.,
2003). Di conseguenza l’ingestione di cibo contaminato da MC e/o di cianobatteri rappresenta la
via di esposizione più rilevante per il biota. Recentemente è stata pubblicata una rassegna molto
accurata, a cui si rimanda per i dettagli, sul pattern di bioaccumulo delle cianotossine negli
organismi eduli di acqua dolce e sulla possibilità di bio-magnificazione confrontata con i
processi di bio-diluizione nella catena trofica (Ibelings & Chorus, 2007).
Dai dati disponibili ad oggi è possibile concludere che la fonte più rilevante di ingestione di
MC attraverso la dieta per l’uomo è rappresentata dal consumo dei prodotti ittici.
La valutazione del rischio tossicologico associato al consumo cronico di prodotti ittici può
essere effettuata confrontando la TDI con i livelli di cianotossine assunte giornalmente. Per
valutare l’assunzione di cianotossine con i prodotti ittici è necessario misurarne per un periodo
congruo le concentrazioni nelle parti eduli delle specie più rappresentative per il loro consumo,
in modo da poter avere una stima attendibile della loro ingestione media. Se, nel caso delle MC,
i valori di assunzione non superano o eguagliano la TDI definita dall’OMS (0,04 μg/kg
pc/giorno, corrispondenti a 2,4 μg/giorno per una persona adulta di 60 kg di peso corporeo),
anche consumi protratti per l’intero arco della vita non comportano un rischio sanitario
significativo.
L’identificazione del livello di esposizione è un aspetto cruciale nel processo di valutazione
quantitativa del rischio. Nel caso del consumo di prodotti ittici per avere una stima attendibile
dell’ingestione media di cianotossine, è necessario misurare il contenuto di cianotossine nelle
79
parti eduli delle specie consumate per un periodo di tempo sufficientemente lungo, tenendo
nella dovuta considerazione le variazioni stagionali nella produzione di cianotossine. È pertanto
necessario elaborare programmi di monitoraggio adeguati per il corpo idrico d’interesse. Una
stima dell’esposizione non accurata non permette una valutazione del rischio attendibile.
In riferimento alla stima delle quantità di cianotossine ingerite attraverso il consumo di
prodotti ittici, non è noto in primo luogo quale forma delle cianotossine (libera, coniugata,
associata alle proteine) sia realmente biodisponibile e a quale forma riferiscono i livelli misurati
nei tessuti. Le differenze osservate applicando metodi immunoenzimatici e di LC/MS (Liquid
Chromography/Mass Spectrometry) fanno ritenere che con i primi viene rilevata la somma di
cianotossine in forma libera e coniugata e forse in parte legate alle proteine tissutali; con i
secondi vengono rilevate le cianotossine in forma libera (anche se difficilmente sono
determinate tutte le possibili varianti presenti), ma ovviamente dipende dal metodo utilizzato
per trattare il tessuto prima della estrazione.
Molti dei dati disponibili sono stati ottenuti in prove di laboratorio; quando invece
provengano da prove sul campo, sono il frutto di misure sporadiche (valori picco) e non di piani
di monitoraggio adeguati allo scopo o ottenuti su specie non comunemente consumate dalla
popolazione: conseguentemente, i dati a disposizione sono generalmente poco rappresentativi
della reale esposizione cronica dell’uomo.
Pur con tutti i limiti appena esposti, non avendo a disposizione dati di consumo cronico
attendibili, sono stati considerati validi i limiti del range di concentrazioni di MC nelle parti
eduli di pesci (0,25-100 μg/kg). Assumendo, in uno scenario decisamente considerabile come
un worst case, un consumo medio giornaliero per tutta la vita adulta di 200 g (equivalente al
peso di un pesce da porzione, ma superiore di circa 3 volte al consumo di pesce giornaliero
previsto dalla FAO, Food and Agriculture Organization, per la dieta del nostro Paese), possono
essere calcolate ingestioni pari a 0,05-20 μg/persona al giorno. Il valore più basso è ben al di
sotto il valore della TDI e quindi non c’è un rischio apprezzabile nel consumo di pesce; al
contrario il valore più alto dell’intervallo è quasi 10 volte più alto della TDI, indicando
chiaramente che l’ingestione cronica di pesce contaminato a quei livelli rappresenta un rischio
sanitario da considerare.
Considerazioni simili potrebbero essere utilizzate per valutare il rischio conseguente
all’ingestione di pesci contenenti altre cianotossine, ma il data set disponibile è talmente
limitato che ad oggi sembra azzardato anche condurre una valutazione di rischio provvisorio.
Integratori alimentari
Un’altra possibile fonte di esposizione è costituita dagli integratori alimentari di estratti di
alghe verde-azzurre, principalmente a base di Aphanizomenon flos-aquae e Spirulina spp.
Vengono consumati per le loro presunte attività benefiche e in virtù del loro essere ‘prodotti
naturali’, anche in dosi relativamente elevate, fino a 20 g al giorno (Dietrich & Hoeger, 2005).
Non essendo farmaci non esistono specifiche prescrizioni, l’assunzione è strettamente
dipendente da scelte individuali e può difficilmente essere controllata per la valutazione della
esposizione.
Alcuni studi hanno evidenziato recentemente la contaminazione di alcuni integratori da MCLR, con livelli variabili fino ad un massimo di 35 µg/g, e comunque con una percentuale elevata
di campioni con livelli superiori a 1 µg/g di peso secco (Dietrich & Hoeger, 2005).
Per valutare il rischio che deriva da un’assunzione molto prolungata nel tempo di prodotti
contaminati da MC-LR, dovrà essere confrontato il valore di MC-LR presente nella quantità
totale di integratore ingerito nell’arco di una giornata con il valore di TDI di 0,04 µg/kg pc/g:
valori inferiori o uguali alla TDI non comportano un rischio apprezzabile per la salute anche in
80
caso di consumo per l’intero arco della vita. Nel caso peggiore (worst case) in cui un adulto
consumi 20 g di integratore al giorno (il livello più alto di consumo riportato in letteratura)
contaminati da 35 µg/g di peso secco di MC-LR (il livello massimo determinato), si avrebbe
una ingestione di 700 µg/persona/giorno con superamento significativo (≅ 250 volte) della TDI
totale (che per un adulto di 60 kg è 2,4 µg/persona al giorno). Considerando scenari più
realistici del sopradescritto worst case, potremmo assumere un consumo medio di 4 g di BGAS
giornalieri (che da una indagine molto preliminare sui prodotti disponibili sul mercato
corrispondono a 4-8 capsule) e un livello di contaminazione di 1 µg MC/g: si avrebbe una
assunzione totale di 4 µg MC/persona al giorno, con un superamento della TDI che potrebbe
configurare una situazione di rischio cronico per un adulto. Visto che una buona percentuale
(>60%) dei campioni analizzati fino ad oggi conteneva livelli superiori a 1 µg/g di peso secco,
appare evidente come il superamento della TDI possa verificarsi frequentemente.
Alcuni autori (Gilroy et al., 2000) hanno proposto un valore limite provvisorio per gli
integratori di 1 µg MC/g di peso secco, ottenuto utilizzando un approccio simile a quello usato
dall’OMS per la determinazione del GV per l’acqua potabile. Tuttavia, come appena
evidenziato, con tale contaminazione è sufficiente un consumo di 4 g giornalieri di BGAS per
porre problemi alla salute umana a seguito di un consumo cronico per un adulto. Questo valore
porrebbe comunque rischi non trascurabili per la salute dei bambini, per i quali è stato descritto
il consumo di tali prodotti anche in tenera età come terapia ‘alternativa’ per la ADHD, in
considerazione del loro minore peso corporeo. Infatti per un bambino in età scolare del peso di
circa 30 kg, la TDI risulterebbe di circa 1,2 µg MC al giorno e con un livello di contaminazione
pari a 1 µg di MC/g di integratore il consumo verosimile di circa 1 g al giorno (equivalente a 12 capsule) porterebbe ad una ingestione simile a quella della TDI.
La presenza di cianotossine come contaminanti di integratori alimentari a base di alghe
verde-azzurre non può essere trascurato e presuppone una attenzione particolare da parte delle
Autorità sanitarie che nella impossibilità di bandire tali prodotti dal mercato dovrebbero porre
limiti precisi e cautelativi per la popolazione per autorizzare la loro immissione in commercio.
Rischio subacuto/subcronico
Una delle possibili obiezioni alla conduzione di una valutazione di rischio associata ad un
consumo cronico sia di prodotti ittici che di integratori alimentari è legato all’adozione di
scenari di esposizione poco realistici.
È, infatti, estremamente poco probabile che un individuo consumi pesce contaminato da
cianotossine tutti i giorni della propria vita. Appare molto più realistico pensare che tale
eventualità possa ragionevolmente verificarsi per un periodo di tempo limitato ma discreto, ad
esempio in relazione alla stagione di fioritura dei cianobatteri nel corpo idrico di interesse.
Questo scenario di esposizione configurerebbe un rischio associato ad un’esposizione subcronica e potrebbe essere considerato più rappresentativo delle reali condizioni di esposizione
umana. Questa situazione nell’ambito della valutazione del rischio per il consumatore associato
alla sicurezza d’uso dei prodotti fitosanitari, si traduce nella derivazione della dose acuta di
riferimento (Acute Reference Dose, ARfD), allo scopo di proteggere gruppi di popolazione che
consumino elevati livelli di una derrata contenente residui di prodotti fitosanitari dotati di una
elevata tossicità acuta, soprattutto se si tratti di neurotossicità, come nel caso delle cianotossine.
La ARfD viene calcolata sulla base del NO(A)EL subacuto/subcronico, al quale vengono
applicati gli opportuni fattori di incertezza (UF). Per la MC-LR un UF = 100, che copra le
differenze inter- e intra-specifiche è considerato sufficiente; il risultato è una ARfD = 0,4 µg/kg
al giorno, corrispondente a 24 µg/persona al giorno per un adulto di 60 kg. Il confronto della
81
ARfD con i valori di intake calcolati assumendo un consumo medio di 200 g di prodotto ittico e
l’intervallo dei valori medi di contaminazione da MC (0,05-20 μg/persona adulta al giorno),
evidenzia che, mentre nella parte bassa dell’intervallo, non si corrono rischi per la salute, il
valore più alto dell’intervallo è molto vicino al valore di riferimento e di conseguenza è
consigliabile un atteggiamento di attenzione da parte delle Autorità locali sia nel seguire
attentamente i livelli di contaminazione, sia raffinando la valutazione del rischio attraverso la
considerazione delle altre possibili fonti di esposizione, che potrebbe portare come rischio
cumulativo ad una situazione di preoccupazione per la salute.
Una considerazione analoga può essere fatta anche per gli integratori alimentari, che possono
essere assunti continuativamente ma per periodi relativamente brevi (qualche mese, ad esempio
in concomitanza con una dieta dimagrante). Anche in questo caso si può considerare la dose
acuta di riferimento ARfD per la MC-LR (0,4 µg/kg pc/g, corrispondente a 24 µg al giorno per
una persona adulta di 60 kg), con la quale dovrebbero essere confrontati i dati sul contenuto di
cianotossina negli integratori, per valutare i rischi di parte della popolazione che per un certo
periodo ne abbia fatto uso. Nel worst case descritto per l’esposizione cronica (consumo
massimo di 20 g giornalieri e livello massimo di contaminazione di 35 µg/g) la dose ingerita
(700 µg) risulterebbe quasi 30 volte superiore alla ARfD per un adulto di 60 kg, ponendo un
serio rischio per la salute.
Volendo analizzare scenari più realistici, visto che livelli di MC superiori a 10 µg/g sono una
eccezione, ma che una buona percentuale (>60%) dei campioni analizzati conteneva livelli
superiori a 1 µg/g di peso secco, possiamo assumere 5 µg/g come un livello medio di
contaminazione: in questo caso con un consumo di 4 g giornalieri (corrispondenti a 4-8
capsule), comporterebbe una assunzione di MC molto vicina al valore di riferimento della
ARfD per cui sarebbe necessario condurre una valutazione del rischio considerando anche le
altre possibili fonti di esposizione (dieta, acqua potabile, attività ricreative), che potrebbe
portare come rischio cumulativo ad una situazione di preoccupazione per la salute.
A maggior ragione una situazione del genere, porrebbe rischi non trascurabili per la salute
dei bambini, in considerazione del loro minore peso corporeo.
Rischio acuto
La valutazione del rischio acuto può essere condotta considerando che sono disponibili
alcuni studi di tossicità acuta i.p. su topo che permettono di stabilire un NOEL acuto, vale a dire
una dose alla quale non si osservano effetti di alcun genere, in particolar modo nel fegato, che
rappresenta l’organo bersaglio maggiormente sensibile ai danni indotti dalla MC-LR (Fromme
et al., 2000; Dietrich & Hoeger, 2005). Tale NOEL si colloca in un intervallo di valori tra 25 e
50 μg/kg p.c. Dagli studi di tossicità acuta per via orale disponibili non è possibile ricavare un
NOEL acuto perché alla dose più bassa testata (500 μg/kg p.c.) sono presenti segni di sofferenza
epatica. I dati di tossicità acuta per via i.p. possono essere utilizzati per l’estrapolazione alla via
orale moltiplicando il valore più basso dell’intervallo (25 μg/kg p.c.) per un fattore 10; si
utilizza così un approccio conservativo, visto che i dati sperimentali indicano che le differenze
tra le due vie di somministrazione sono più elevate (30-100 volte). Analogamente a quanto
descritto per il rischio cronico, per estrapolare il dato ottenuto all’uomo è necessario applicare
un fattore di sicurezza pari a 100, che tenga conto della variabilità inter- e intra-specifica: si
ottiene un valore di dose acuta senza effetto =2,5 μg/kg p.c., che per un uomo di 60 kg equivale
all’ingestione di 150 μg di MC-LR. Essendo la MC-LR la più tossica tra i vari congeneri,
considerare tale valore valido per l’ingestione di MC totali dovrebbe assicurare un adeguato
margine di protezione. Tuttavia, in considerazione della ripidezza della curva dose-risposta
82
osservata è opportuno utilizzare questa soglia soprattutto per promuovere le più adeguate misure
per prevenire esposizioni pericolose.
Acque potabili
Per quanto riguarda le acque potabili, è possibile che vengano raggiunti livelli di esposizione
alle cianotossine in grado di dar luogo ad effetti acuti. Questi superamenti sono possibili quando
il corpo idrico superficiale utilizzato per l’approvvigionamento idropotabile è interessato da
fioriture di cianobatteri o da schiume, che contengono livelli particolarmente elevati di
cianotossine, anche di decine di mg/L (Chorus & Bartram, 1999). Se queste acque vengono
usate tal quali per scopo potabile, le quantità di cianotossine presenti in un volume d’acqua
ridotto, come quello di un comune bicchiere da tavola, possono essere sufficienti per causare
effetti di tipo acuto. Nel caso delle MC, in un volume di acqua di 100 mL, il valore di dose
acuta (150 μg per un adulto di 60 kg di peso) viene superato a partire da concentrazioni di
microcistine di 1,5 mg/L. In relazione alle altre cianotossine, i dati tossicologici disponibili non
consentono di derivare valori di sicurezza in relazione ad esposizioni acute. Tuttavia, non
sembra improbabile che, analogamente alle MC, elevate densità dei cianobatteri che le
producono possano dar luogo ad effetti acuti/a breve termine. Ad esempio, per l’anatossina-a(S)
sono stati riportati livelli in Danimarca fino a circa 3,3 mg/g (Henriksen, 1997); per la CYN in
Australia sono state rilevate concentrazioni comprese tra 0,2 e 10,1 mg/L, con un valore
massimo di 589 mg/L (Sivonen & Jones, 1999).
Ovviamente queste esposizioni si possono verificare soltanto nelle seguenti situazioni: acque
grezze non sottoposte a trattamenti di potabilizzazione; avarie al sistema di potabilizzazione;
utilizzo di agenti di disinfezione che causano il rilascio di grandi quantità di cianotossine
intracellulari non intercettate successivamente. In paesi come il nostro, con conoscenze e
tecnologie avanzate nel settore della potabilizzazione delle acque per uso umano, questo rischio
dovrebbe essere assai remoto. Infatti, con semplici trattamenti delle acque grezze è possibile
ottenere una riduzione anche superiore al 99% del numero di cellule di cianobatteri; con
trattamenti specifici è possibile ridurre notevolmente i livelli delle tossine disciolte (Jones &
Orr, 1994; Dietrich & Hoeger, 2005).
Per quanto riguarda le cianotossine disciolte in acqua, è improbabile ma non impossibile che
siano raggiunte concentrazioni in grado di causare effetti acuti/a breve termine. Le
concentrazioni di MC disciolte in acqua risultano, infatti, in genere nettamente inferiori rispetto
a quelle intracellulari (van Apeldoorn et al., 2007; Ibelings & Chorus, 2007). Notevoli quantità
di MC, come di altre cianotossine, possono tuttavia essere rilasciate a seguito del decadimento
di una fioritura/schiuma o al loro trattamento con alghicidi. Questa situazione è circoscritta e le
concentrazioni delle cianotossine disciolte diminuiscono in genere rapidamente per i processi di
diluizione, adsorbimento ai sedimenti, degradazione, trasporto lungo la catena trofica. In
Germania sono stati rilevati livelli di MC disciolte a valori nettamente inferiori rispetto a quelle
intracellulari; tuttavia sono stati riportati valori massimi fino ad alcune centinaia di µg/L, con un
picco di 1.800 µg/L a seguito del decadimento di un’estesa fioritura (Sivonen & Jones, 1999). A
queste concentrazioni le microcistine potrebbero, in effetti, causare effetti acuti. Ma valgono le
considerazioni sopra accennate in riferimento alla permanenza di valori così elevati di
concentrazione e ai sistemi di potabilizzazione.
Contrariamente alle MC, la CYN disciolta in acqua può essere rilevata a livelli più alti di
quella intracellulare. In Germania, questa tossina è stata rilevata in 19 dei 21 laghi analizzati;
dei complessivi 115 campioni, la CYN è risultata presente in 45 campioni soltanto nella forma
particolata e in 57 sia disciolta in acqua che in forma particolata (Rücker et al., 2007). Sono
state riportate concentrazioni di 0,002-0,484 μg/L per la forma particolata e di 0,08-11,75 μg/L
83
per la forma disciolta. Per la CYN, non sono disponibili dati tossicologici per derivare una dose
acuta senza effetto. Tuttavia, le concentrazioni appena riportate non sembrano essere
particolarmente elevate, tali da comportare un reale rischio acuto per la popolazione.
Per le altre cianotossine non risultano disponibili dati sulle concentrazioni raggiunte in acqua
dalle forme disciolte.
Prodotti ittici
Relativamente alla dieta, il consumo di prodotti ittici costituisce una fonte di esposizione in
grado di comportare un possibile rischio acuto. Infatti, nelle viscere di pesci (fegato e intestino)
sono stati riportati livelli medi di MC = 13,4 mg/kg, con un valore massimo di 478 mg/kg; nelle
parti eduli dei pesci sono stati determinati valori fino a 370 μg /kg (nelle carpe). Assumendo un
consumo episodico di 300 g di pesce con questo livello di contaminazione (caso peggiore) si
assumerebbe una quantità di MC anche superiore a 100 μg /per una persona adulta. Questa dose
è piuttosto vicina alla dose di sicurezza da effetti acuti e richiederebbe un atteggiamento di
cautela in considerazione della ripidezza della curva dose/risposta. Questo scenario è assai
improbabile, ma poiché è possibile si ritiene necessario che nei corpi idrici interessati da
presenza a densità elevate di cianobatteri tossici vengano condotte attività di monitoraggio
adeguate per controllare questo tipo di rischio. In relazione al consumo di viscere, visto i livelli
più elevati di contaminazione, il rischio di effetti acuti può essere elevato anche con consumi di
100 g. Il consumo di viscere non rientra nelle comuni abitudini alimentari, tuttavia, sulla base
dei dati analitici disponibili, potrebbe essere opportuno sconsigliarlo esplicitamente con
un’adeguata informazione ai cittadini.
Acque di balneazione
In riferimento alla balneazione, lo svolgimento di attività ricreative in acque infestate da
elevate densità di cianobatteri tossici (fioriture o schiume) potrebbe dar luogo ad effetti acuti/a
breve termine. In effetti, se si considera che nel corso di una nuotata possono essere ingeriti
involontariamente/accidentalmente 100 mL di acqua, in questo volume potrebbero essere
presenti dosi in grado di causare effetti acuti. Questo rischio non dovrebbe riguardare le persone
adulte, ovviamente non attratte da un corpo idrico interessato dalla presenza di fioriture o
schiume, ma non può essere escluso per i bambini. Per questa ragione è importante che in
prossimità di corpi idrici dove vengono svolte attività ricreative siano predisposte le più
opportune segnalazioni di esposizioni pericolose in situazioni di presenza di elevate densità di
cianobatteri.
Supplementi alimentari
Per quanto riguarda i supplementi alimentari a base di cianobatteri, considerando i livelli più
elevati di MC riscontrati in questi prodotti e di consumo (rispettivamente di 35 µg/g e 20
g/persona/giorno) risulterebbe un’assunzione in grado di causare effetti acuti (700 µg/persona
adulta >> 150 µg). Ovviamente quello stesso livello di contaminazione particolarmente elevato
di 35 µg/g, nel caso di un bambino di 30 kg di peso costituirebbe un rischio di danno acuto
anche a seguito di un consumo contenuto di BGAS (pari a circa 2 g).
84
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88
INDIRIZZI INTERNAZIONALI
PER LA TUTELA DELLA SALUTE
Enzo Funari, Simona Scardala, Emanuela Testai
Da un punto di vista della protezione della salute delle popolazioni la problematica dei
cianobatteri richiede che siano definiti limiti all’interno dei quali l’esposizione alle cianotossine
non sia responsabile di effetti dannosi, che siano adeguatamente valutati i livelli di esposizione,
che siano avviate le misure per il contenimento dell’esposizione.
Per quanto riguarda la definizione dei limiti, è facile costatare quanto la normativa sui
cianobatteri sia carente. Ciò è dovuto certamente al ritardo nelle conoscenze scientifiche
disponibili per la valutazione del rischio sanitario. In effetti, fino ad alcuni anni or sono era stata
prodotta una considerevole mole di dati su aspetti riguardanti la tassonomia, la chimica,
l’ecologia, ecc.; gli studi epidemiologici e tossicologici disponibili erano invece limitati e non
offrivano una base scientifica adeguata per definire in modo esauriente i limiti di sicurezza nei
confronti dell’esposizione alle cianotossine.
L’Organizzazione Mondiale della Sanità (OMS) ha definito una linea guida provvisoria per
la qualità dell’acqua potabile di 1 µ/L limitatamente alla microcistina-LR (WHO, 2004). Questo
valore può essere esteso all’intera categoria delle microcistine (Chorus & Bartram, 1999; Funari
& Testai, 2008) ed è stato utilizzato anche come riferimento per definire i valori di linea guida
per le acque di balneazione (WHO, 2003).
Non risulta che siano stati proposti da organizzazioni internazionali limiti protettivi
dall’esposizione alle cianotossine con il consumo di alimenti (es. prodotti ittici). Questi limiti
sono stati proposti tuttavia in pubblicazioni scientifiche recenti (Ibelings & Chorus, 2007;
Funari & Testai, 2008) per alcuni scenari di esposizione alle microcistine a breve e a lungo
termine, basati sulla Tolerable Daily Intake (TDI) (0,04 µg/kg peso corporeo= 2,4 µg/ persona
adulta di 60 kg di peso corporeo= 0,4 µg/bambino di 10 kg di peso corporeo) definita dall’OMS
(WHO, 2003).
Alcuni autori (Gilroy et al., 2000) hanno proposto un valore limite provvisorio per gli
integratori alimentari a base di cianobatteri di 1 µg microcistine/g di peso secco, ottenuto
utilizzando questa TDI.
Come è noto, le linee guida dell’OMS rappresentano concentrazioni protettive per
esposizioni croniche. L’OMS non ha definito linee guida per altre cianotossine né limiti
protettivi per esposizioni a breve termine. Nel capitolo precedente, facendo riferimento ad
alcune pubblicazioni scientifiche degli ultimi anni, sono stati presentati i limiti specifici proposti
per la protezione della salute della popolazione da esposizioni acute/subacute e sub-croniche
alle microcistine e croniche ad altre cianotossine (Duy et al., 2000; Funari & Testai, 2008;
Ibeling & Chorus, 2007; Gilroy et al., 2000).
In conclusione, la maggiore disponibilità di informazioni scientifiche pubblicate negli ultimi
anni ha permesso di migliorare nettamente le attività di valutazione del rischio, che possono ora
essere utilmente applicate come riferimenti per la protezione della salute delle popolazioni.
Le linee guida dell’OMS rappresentano un importante riferimento a livello internazionale e
vengono ampiamente applicate in molti paesi (Chorus, 2005), come riassunto di seguito.
Per quanto riguarda le acque di balneazione, l'Olanda ha definito un livello di allerta di
10μg/L; a 20μg/L viene vietata la balneazione. In presenza di schiume vengono avviate attività
89
di controllo più intense. In Francia, il Consiglio di Igiene Pubblica ha definito tre livelli di
densità di cianobatteri per avviare piani di intervento che possono arrivare anche all'interdizione
delle attività ricreative, incluse quelle sportive. Le informazioni sulla conta dei cianobatteri
vengono pubblicate su un sito internet entro 5 giorni dal campionamento. In Australia la conta
delle densità cellulari viene spesso preferita all'analisi delle tossine poichè risulta più semplice,
veloce ed economica. Le draft Guidelines for managing risks in recreational water utilizzano
tre livelli soglia per la gestione del rischio e valutano la vulnerabilità del corpo idrico alla
proliferazione di cianobatteri, utilizzando i dati storici. In Germania la sorveglianza della qualità
delle acque di balneazione viene condotta con un approccio a tre stadi. Il primo riguarda
l’ispezione visiva e il monitoraggio dei nutrienti per valutare la capacita del corpo idrico di dare
origine a fioriture; il secondo prevede l’analisi quantitativa dei cianobatteri quando si verificano
fioriture; il terzo livello prevede anche l’analisi quantitativa delle microcistine. È interessante
notare che, ovviamente, anche in presenza di fioriture consistenti, se le analisi chimiche rilevano
basse concentrazioni di microcistine, non viene vietata la balneazione. In Danimarca, in
presenza di fioriture massicce, viene analizzato il materiale organico, valutato il rischio ed
eventualmente informata la popolazione con i più opportuni mezzi di comunicazione
(cartellonistica, ecc.). In Finlandia le autorità competenti controllano questo problema con
particolare attenzione, disponendo di specifiche linee guida già dalla fine degli anni ’80. È
attualmente attivo un network che vede coinvolti anche i cittadini per le attività di segnalazioni
basate sulla sorveglianza visiva.
Per quanto riguarda le acque potabili, per le microcistine, viene fatto riferimento alla linea
guida definita dall’OMS per la microcistina-LR (1 µg/L). Sono stati inoltre proposti i seguenti
limiti per la tutela da esposizioni a lungo termine: 1 µg/L per la cilindrospermopsina (Humpage
& Falconer, 2003; Codd et al., 2005) ≅ 12 µg/L per l’anatossina-a (Duy et al., 2000).
In Brasile, il controllo della qualità delle acque potabili è basato sul monitoraggio dei
cianobatteri nelle acque grezze. I controlli vengono intensificati e vengono effettuati test di
tossicità e analisi delle tossine quando viene superato il limite di 10.000 cell/mL o 1 mm3 di
biovolume. Per le microcistine, il Brasile ha applicato il valore limite di 1 µg/L senza fare
distinzioni tra le varianti, ed ha raccomandato i valori di 3 µg/L per le saxitossine e di 15 µg/L
per la cilindrospermopsina. Il Canada ha definito una concentrazione massima accettabile di 1,5
µg/L per la microcistina-LR. In Polonia è previsto un limite per la sola MC-LR di 1 µg/L nelle
acque potabil, come nella Repubblica Ceca. In Francia è stato stabilito, con un decreto sulla
qualità delle acque potabili, un limite di 1 µg/L per la MC-LR e le analisi vengono richieste
quando si verificano nelle acque grezze fenomeni di proliferazione cianobatteriche. Il decreto
spagnolo che stabilisce i criteri per le acque potabili include il limite di 1 µg/L per le
microcistine in generale. In Germania ed in modo molto simile anche in Finlandia ed in Italia, la
linea guida provvisoria dell’OMS per la MC-LR è un riferimento fondamentale per aggiornare
l'attuale regolamentazione che prevede che le acque potabili non devono contenere sostanze in
concentrazioni tali da rappresentare un rischio per la salute umana. In Ungheria il decreto sulle
acque potabili include i cianobatteri tra i parametri biologici da monitorare al microscopio;
nessun limite è stato posto per le cianotossine ma solo per il numero di cellule di cianobatteri.
Linee guida di 3 e 1 µg/L di saxitossina-equivalenti vengono applicate rispettivamente in
Australia (NHMRC, 2001) e in Nuova Zelanda (Orr et al., 2004). Inoltre la Nuova Zelanda ha
stabilito un limite di 6 µg/L per le anatossine totali e l’Australia di 3 µg/L per l’anatossina-a
(Chorus, 2005).
90
Acque di balneazione in Europa
Nel 2006 è stata pubblicata la nuova direttiva europea sulle acque di balneazione (Direttiva
2006/7/CE), che valuta e classifica queste acque sulla base delle densità di due parametri
microbiologici. Questa direttiva, tuttavia, non ignora affatto la problematica dei cianobatteri e
del rischio ad essi associato attraverso le attività di balneazione. La direttiva riconosce
l’importanza di questa problematica e richiede, nell’articolo 8 riportato di seguito, che vengano
intraprese le misure più opportune per prevenire esposizioni pericolose.
Articolo 8
Rischi da cianobatteri
1. Qualora il profilo delle acque di balneazione indichi un potenziale di proliferazione
cianobatterica, viene effettuato un monitoraggio adeguato per consentire
un’individuazione tempestiva dei rischi per la salute.
2. Qualora si verifichi una proliferazione cianobatterica e si individui o si presuma un
rischio per la salute, vengono adottate immediatamente misure di gestione adeguate per
prevenire l’esposizione, che includano l’informazione al pubblico.
Per proliferazione cianobatterica si intende “un accumulo di cianobatteri sotto forma di
fioritura, stratificazione o schiuma.
La previsione di una situazione di rischio inaccettabile è uno degli aspetti più importanti ed
innovativi della nuova direttiva, che supera ed integra le canoniche attività di monitoraggio,
permettendo di promuovere le necessarie attività di prevenzione.
Ovviamente, la gestione del rischio dovuto alla presenza di cianobatteri nelle acque di
balneazione richiede una conoscenza adeguata della problematica e la capacità di prevedere,
allo scopo di avviare le più opportune attività di prevenzione, situazioni tali da rappresentare un
rischio significativo per i bagnanti.
Situazione italiana
In attesa del prossimo recepimento della nuova direttiva europea, la qualità delle acque di
balneazione in Italia è normata dal DPR 470/82, attuazione della Direttiva 76/160/CEE. Tale
DPR stabilisce limiti per una serie di parametri microbiologici, fisici e chimici ma non prevede
un controllo costante delle specie algali potenzialmente tossiche. Tale monitoraggio viene
richiesto solo qualora vi sia un superamento dei limiti consentiti del parametro “ossigeno
disciolto”. Questo parametro viene considerato, nella normativa vigente, come indicatore di
possibili proliferazioni algali. Nell’eventualità di superamenti dei valori stabiliti per questo
parametro, è prevista la conduzione di programmi di sorveglianza algale.
Il Ministero della Salute, con le circolari 9/4/98 e 31/07/98, ha definito una lista di specie
algali tossiche note e suggerito una serie di metodiche analitiche per dosarne le tossine. Nella
seconda circolare “si consiglia una soglia di 5.000 cell/mL per interdire totalmente la
balneazione in acque con fioriture algali di cianoficee in atto: oltre questo livello si configura il
rischio inaccettabile”.
I contenuti di questo consiglio sono completamente superati da quanto sopra presentato.
Il DL.vo 31/2001 in attuazione della direttiva 98/83/CE, relativa alla qualità delle acque
destinate al consumo umano, include le alghe tra i parametri accessori. Tale inclusione
comporta che le autorità competenti, quando ritengono che possa esservi un potenziale pericolo
per la salute umana, dovrebbero avviare le indagini più appropriate per prevenire esposizioni
91
pericolose per la popolazione. Nel decreto non viene pertanto stabilito alcun limite di
concentrazione massima per le cianotossine.
Bibliografia
Chorus I. Current approaches to cyanotoxin risk assessment, risk management and regulations in
different countries. Dessau: Federal Environmnet Agency; 2005. (WaBaLu 02/05).
Chorus I, Bartram J (Ed.). Toxic cyanobacteria in water. London: E & FN Spon; 1999.
Codd GA, Morrison LF, Metcalf JS. Cyanobacterial toxins: risk management for health protection
Funari E, Testai E. Human health risk assessment related to cyanotoxins exposure. Critical Rev Toxicol
2008;38:97-125.
Gilroy DJ, Kauffman KW, Hall RA, Huang X, Chu FS. Assessing potential health risks from microcystin
toxins in bluegreen algae dietary supplements. Environ Health Perspect 2000;108:435-9.
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Albino mice: determination of No Observed Adverse Effect Level for deriving a drinking water
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Ibelings BW, Chorus I. Accumulation of cyanobacterial toxins in freshwater ‘seafood’ and its
consequences for public health: A review. Environ Pollut 2007;150:177-92.
WHO. Guidelines for safe recreational Water Environment. Volume 1. Coastal and fresh waters. Geneva:
World Health Organization; 2003.
WHO. Guidelines for drinking-water quality. 3nd Edition. Volume 1. Recommendations. Geneva: World
Health Organization; 2004.
92
La riproduzione parziale o totale dei Rapporti e Congressi ISTISAN
deve essere preventivamente autorizzata.
Le richieste possono essere inviate a: [email protected].
Stampato da Litografia Chicca di Fausto Chicca
Via di Villa Braschi 143, 00019 Tivoli (Roma)
Roma, gennaio-marzo 2008 (n. 1) 7° Suppl.

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